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UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO GRANDE DO NORTE
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM BIOECOLOGIA AQUÁTICA
Vanessa Pereira Mosca
Eutrofização do reservatório Engenheiro Armando Ribeiro Gonçalves,
no Rio Grande do Norte: implicações para o abastecimento público e
para a piscicultura intensiva em tanques-rede.
Natal/RN,
2008.
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II
Vanessa Pereira Mosca
Eutrofização do reservatório Engenheiro Armando Ribeiro Gonçalves,
no Rio Grande do Norte: implicações para o abastecimento público e
para a piscicultura intensiva em tanques-rede.
Dissertação apresentada ao
Programa de Pós-graduação, em
Bioecologia Aquática, da
Universidade Federal do Rio
Grande do Norte, como requisito
parcial à obtenção do título de
Mestre em Bioecologia Aquática.
Orientador:
Prof. Dr. José Luiz Attayde
Natal/RN,
2008.
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III
Vanessa Pereira Mosca
Eutrofização do reservatório Engenheiro Armando Ribeiro Gonçalves,
no Rio Grande do Norte: implicações para o abastecimento público e
para a piscicultura intensiva em tanques-rede.
Dissertação apresentada ao
Programa de Pós-graduação, em
Bioecologia Aquática, da
Universidade Federal do Rio
Grande do Norte, como requisito
parcial à obtenção do título de
Mestre em Bioecologia Aquática.
BANCA EXAMINADORA
Dra. Vera Huszar, UFRJ
Dra. Renata Panosso, UFRN
Dr. José Luiz Attayde, UFRN
IV
Agradecimentos
A Deus, por minha vida e pela presença em todos os momentos.
Ao professor José Luiz de Attayde, pela orientação neste trabalho, pela paciência e carinho.
À professora Vera Huszar, por aceitar fazer parte da banca de defesa.
À professora Renata Panosso, por aceitar fazer parte da banca de defesa.
À professora Eneida Eskinazi-Sant’anna, por aceitar fazer parte da banca de qualificação.
À FINEP, pelo apoio financeiro ao Projeto Capacidade de Suporte.
À CAPES, pela concessão da bolsa de mestrado.
Ao Programa de Pós-graduação em Bioecologia Aquática, do Departamento de
Oceanografia e Limnologia – UFRN, em especial aos professores Marcos Rogério e Eliane
Marinho, pelas orientações.
Ao Departamento de Botânica, Ecologia e Zoologia do Centro de Biociências pelo apoio
técnico.
Ao Departamento de Microbiologia e Parasitologia do Centro de Biociências, pelo apoio
técnico.
Ao Laboratório de Ecologia Aquática (LEA), UFRN, pelo apoio técnico, onde foi realizada a
maior parte das análises.
Ao Laboratório de Microbiologia Aquática (LAMAQ), UFRN, pelo apoio técnico.
Ao Laboratório de Química Analítica , UFRN, especialmente à Química Ângela.
Ao Laboratório de Biologia Molecular e Genômica (LBMG), UFRN, pelo apoio técnico.
Ao Laboratório de Recursos Hídricos e Saneamento Ambiental (LARHISA), pelo apoio
técnico.
Ao DNOCS – Departamento Nacional de Obras Contra as Secas, pelos dados técnicos do
reservatório.
À SEMARH – Secretaria de Meio Ambiente e Recursos Hídricos, pelos dados técnicos.
Ao Rafael, do LARHISA, pela amizade, ajuda e orientações.
À Eulina, do LARHISA, pelas contribuições valiosas sobre a área de estudo.
A todos os colegas do LEA e do LAMAQ pela ajuda e contribuição (especialmente Gabi,
Fabiana, Francisco, Danyhelton, Jandeson, Marcolina, Elinez e todo o pessoal da
Ecologia)... Foi muito bom trabalhar com vocês!
V
À professora Ivaneide Costa, pela ajuda com os dados do fitoplâncton.
Aos professores do Programa de Pós-graduação em Bioecologia Aquática.
Ao Edson Santana, pela indispensável participação nas coletas, pela disposição em ajudar
em todos os momentos, pelo encorajamento nas situações difíceis que enfrentamos algumas
vezes.
À Polícia de Itajá, pelo resgate naquela noite nas coletas de outubro...
Aos pescadores locais, pelo auxílio em duas situações de resgate...
Aos motoristas Gilvan e Sr. Assis, pela disponibilidade e ajuda nas coletas.
Ao Rosemberg, por todo o apoio, amizade, ajuda, incentivo em todos os momentos desde a
graduação e na realização deste trabalho...obrigada mesmo!
À querida Ana Catarina, companheira de coletas, debaixo de sol e chuva (às vezes muita
chuva), companheira de todas as análises... Sua ajuda foi muito importante e sua amizade é
muito especial!
À Ana Paula, do LAMAQ, pela valiosa contribuição com os dados do fitoplâncton.
Aos colegas do mestrado pelo incentivo, apoio e carinho.
À minha família, por todo apoio (especialmente Laize, Alexandre, Glauber e meu pai).
Ao meu querido Marcos, por todo carinho e incentivo... Agradeço a Deus por ter você em
minha vida!
VI
SUMÁRIO
Lista de tabelas VII
Lista de figuras VIII
Resumo IX
Abstract X
1.Introdução 01
2.Objetivos 06
3.Área de estudo 06
3.1. A bacia hidrográfica do Rio Piranhas-Açu
06
3.2 O reservatório Engº. Armando Ribeiro Gonçalves 08
4. Materiais e métodos 12
4.1. Amostragem e análises limnológicas 12
4.2. Análises estatísticas 15
4.3. Modelo de capacidade de carga (suporte) 15
5. Resultados
17
5.1 Variáveis abióticas
17
5.2 Variáveis bióticas 20
5.3 Análise estatística 23
5.4 Modelo de capacidade de carga 27
6. Discussão 28
6.1Estado trófico e fatores limitantes do crescimento
fitoplanctônico
28
6.2 Modelo de capacidade de carga 35
7.Conclusões 38
8.Referências
39
Anexos
46
VII
LISTA DE TABELAS
Tabela 1.
Coeficientes de regressão (B), erro padrão dos coeficientes (EP), correlações parciais
(CP) e níveis de probabilidade (p) da análise de regressão múltipla utilizando a
clorofila a como variável dependente e o P e N como variáveis independentes.
24
Tabela 2.
Coeficientes de regressão (B), erro padrão dos coeficientes (EP), correlações parciais
(CP) e níveis de probabilidade (p) da análise de regressão múltipla utilizando a
transparência da água como variável dependente e como variáveis independentes a
clorofila a, os sólidos fixos (SF) e os sólidos voláteis (SV).
24
Tabela 3.
Valores médios, mínimos e máximos e desvios-padrão de algumas variáveis
morfométricas e hidrológicas do reservatório Eng. Armando Ribeiro Gonçalves
(1985 – 2007).
27
Tabela 4.
Médias mensais das concentrações de P dos pontos 1 e 2, vazões mensais e cargas de
P mensais.
28
VIII
LISTA DE FIGURAS
Figura 1.
Mapa da Bacia do Rio Piranhas-Açu nos Estados da Paraíba e Rio Grande do Norte.
08
Figura 2.
Bacia Hidrográfica do Rio Piranhas-Açu no Estado do Rio Grande do Norte e o
reservatório Armando Ribeiro Gonçalves.
10
Figura 3.
Bacia do rio Piranhas-Açu. Os pontos vermelhos indicam as estações meteorológicas
do INMET. Destaque para a estação meteorológica mais próxima do reservatório
Armando Ribeiro Gonçalves.
11
Figura 4.
Normais climatológicas da temperatura média mensal e anual do período 1961-1990
(a) e balanço hídrico da estação meteorológica de Florânia (b).
11
Figura 5.
Imagem de satélite mostrando os dez pontos de coleta no reservatório Armando
Ribeiro Gonçalves.
13
Figura 6.
Variação espacial das concentrações médias de nitrogênio total, fósforo total, razões
N:P, sólidos suspensos totais, fixos e voláteis, profundidade do disco de Secchi e
profundidade média dos pontos de coleta.
18
Figura 7.
Variação temporal das concentrações médias de nitrogênio total, fósforo total, razões
N:P, sólidos suspensos totais, fixos e voláteis, profundidade do disco de Secchi e
profundidade média dos pontos de coleta.
19
Figura 8.
Variação espacial (esquerda) e temporal (direita) nas concentrações de clorofila a e
na riqueza de espécies fitoplanctônicas.
20
Figura 9.
Variação espacial (a e b) e temporal (c e d) das densidades e biovolumes do
fitoplâncton.
22
Figura 10.
Variação espacial (a e b) e temporal (c e d) das densidades e biomassas do
mesozooplâncton.
23
Figura 11.
Regressões lineares simples entre clorofila e nutrientes: P total (a); N total (b); razão
N:P (c); e entre secchi e clorofila (d), secchi e sólidos fixos (e) e secchi e sólidos
voláteis (f).
25
Figura 12.
Regressões lineares simples entre biovolume de cianobactérias e nutrientes: N
total(a); P total (b); razão N:P(c); e entre biovolume de cianobactérias e zooplâncton:
zooplâncton total (d); Notodiaptomus + copepoditos de calanoidas (e);
Diaphanosoma (f).
26
Figura 13.
Hidrograma das vazões médias mensais na seção do Posto Jardim de Piranhas.
28
IX
RESUMO
O presente estudo teve como objetivo descrever os padrões espaciais e temporais de
variação do estado trófico e sua relação com a estrutura e dinâmica da comunidade
planctônica de um grande reservatório localizado na região tropical semi-árida do Nordeste
Brasileiro. O reservatório Armando Ribeiro Gonçalves é o maior reservatório do Estado do
Rio Grande do Norte e é responsável pela acumulação de cerca de 53 % de toda a água doce
superficial represada no Estado. As amostragens de água e de plâncton foram realizadas
mensalmente em 10 pontos de coleta distribuídos ao longo do eixo longitudinal do
reservatório e ao longo de um ciclo hidrológico completo. As amostras foram coletadas para
determinação das concentrações de fósforo total, nitrogênio total, clorofila a e sólidos
suspensos (fixos e voláteis) e para determinação da composição e abundância de espécies
fitoplanctônicas e zooplanctônicas. Durante o período de estudo, o reservatório caracterizou-
se como eutrófico e não houve tendência de aumento do estado trófico do reservatório no
período de estiagem. As concentrações de fósforo total e de sólidos fixos em suspensão
diminuíram no sentido da montante para a jusante do reservatório enquanto que as razões N:P
aumentaram no mesmo sentido devido à redução nas concentrações de fósforo e relativa
constância nas concentrações de nitrogênio. As razões N:P observadas foram indicativas de
maior limitação por fósforo do que por nitrogênio. No entanto, como as concentrações de
ambos os nutrientes foram elevadas e a transparência da água muito reduzida, geralmente não
ultrapassando um metro de profundidade do disco de Secchi, é muito provável que a
produção primária planctônica do reservatório seja mais limitada pela disponibilidade de luz
do que pela disponibilidade de nutrientes. Elevadas concentrações de nutrientes aliadas à
baixa disponibilidade de luz podem explicar a persistente dominância de cianobactérias
filamentosas como Cylindrospermopsis raciborskii, no plâncton do reservatório. Tais
cianobactérias são potencialmente tóxicas e representam um grave problema ambiental pois
comprometem a qualidade da água para o abastecimento público, a recreação e a pesca
quando presentes em elevadas densidades, assim como as observadas neste estudo. O
mesozooplâncton do reservatório foi dominado pelo copépodo calanóida Notodiaptomus
cearensis e pelo cladócero Diaphanosoma spinulosum. Em geral, a estrutura da comunidade
zooplanctônica parece ser especialmente influenciada pela variação espacial das
cianobactérias. Os resultados das análises de regressão mostram que tanto a clorofila a quanto
o biovolume de cianobactérias estiveram mais fortemente correlacionados com o nitrogênio
do que com o fósforo e que a transparência da água esteve mais fortemente correlacionada
com a biomassa algal do que com as demais fontes de turbidez. A carga máxima de fósforo
que pode ser lançada no reservatório visando manter a concentração máxima de P total
permitida foi estimada em 63,2 toneladas P/ano. A carga atual que entra no reservatório,
estimada em 324 ton P/ano, precisa ser drasticamente reduzida a fim de possibilitar a
implantação de atividades de piscicultura que contribuiriam para o desenvolvimento sócio-
econômico da região.
X
ABSTRACT
This study aimed to describe the spatial and temporal patterns of variation in trophic
state and its relation with the structure and dynamics of planktonic community of a large
reservoir located in semi-arid tropical region of Northeast Brazil. The reservoir Armando
Ribeiro Gonçalves is the biggest reservoir of the Rio Grande do Norte State and is
responsible for about 53% of all surface water accumulated in the State. The samples of water
and plankton were taken monthly in 10 points distributed throughout the longitudinal axis of
the reservoir and over a full hydrological cycle. The samples were collected to determine
concentrations of total phosphorus, total nitrogen, chlorophyll a and suspended solids (fixed
and volatile) and for determining the composition and abundance of phytoplanktonic and
zooplanktonic species. During the study period, the reservoir was characterized as eutrophic
and there was no trend of increasing the trophic state of the reservoir in the period of drought.
The concentrations of total phosphorus and suspended fixed solids decreased towards the
dam while the N:P ratios increased in the same direction due to the reduction in the
phosphorus concentrations and relative constancy in the nitrogen concentrations. The N:P
ratios observed were indicative of greater limitation by phosphorus than by nitrogen.
However, as concentrations of both nutrients were high and the water transparency was very
low, with secchi depth usually lower than one meter, it seems likely that the planktonic
primary production of the reservoir is more limited by the availability of light than the
availability of nutrients. High nutrient concentrations coupled with low availability of light
may explain the continuing dominance of filamentous cyanobacteria such as
Cylindrospermopsis raciborskii in the plankton of the reservoir.These cyanobacteria are
potentially toxic and pose a serious environmental problem because it compromises the water
quality for public supply, recreation and fishing when present in high densities as in this
study. The mesozooplankton of the reservoir was dominated by the calanoid Notodiaptomus
cearensis and the cladoceran Diaphanosoma spinulosum. In general, the structure of
zooplankton community seems to be particularly influenced by the spatial variation of
cyanobacteria. The results of the regression analyses show that both the chlorophyll a
concentrations and the cyanobacteria biovolume were more strongly correlated with the
nitrogen than with phosphorus and that the water transparency was more strongly correlated
with algal biomass than with other sources of turbidity. The maximum load of phosphorus to
attain the maximum permissible concentration of total P in the reservoir was estimated in
63.2 tonnes P/ year. The current external P load to the reservoir is estimated in 324 tonnes P /
year and must be severely reduced to improve the water quality for water supply and allow
the implementation of aquaculture projects that could contribute to the socio-economic
development of the region.
1
1. Introdução
Entende-se por qualidade da água o conjunto de características físicas, químicas e
biológicas de uma determinada amostra de água, sendo que algumas serão consideradas mais
importantes que outras dependendo do uso que será feito da água: água potável, água para
produção de peixes, etc. (Straskraba, M & Tundisi, J.G. 2000). Dentre as principais causas da
perda de qualidade das águas superficiais, a eutrofização é geralmente apontada como a mais
freqüente e também uma das mais graves (Carpenter et al. 1998).
A eutrofização dos ecossistemas aquáticos é resultado do enriquecimento com
nutrientes, principalmente nitrogênio e fósforo, que são despejados de forma dissolvida ou
particulada em lagos, represas, rios e regiões costeiras e são transformados em matéria
orgânica através do metabolismo das plantas. A eutrofização é um processo natural dos
sistemas aquáticos, mas este processo tem sido fortemente acelerado nas últimas décadas
principalmente pelo despejo de esgotos domésticos e industriais e pela aplicação crescente de
fertilizantes na agricultura (Tundisi 2003; Sas 1989).
Esse enriquecimento de nutrientes leva a formação de densas populações de algas,
principalmente cianobactérias, além de plantas aquáticas. Florações de cianobactérias são um
sintoma proeminente de eutrofização em ecossistemas de água doce (Kotak et al. 1993;
Carpenter et al. 1998) e um aumento na incidência e expansão dessas florações resulta em
sérios problemas ambientais, econômicos e sociais. Tais florações afetam a qualidade da
água, sabor, odor e causam uma aparência desagradável tornando o ambiente impróprio para
o abastecimento, pesca e recreação (Carmichael & Falconer 1993). Além disso, a deposição
e decomposição dessas algas no fundo dos lagos ou represas aumentam a demanda
bioquímica de oxigênio dissolvido na água podendo desencadear um processo de
desoxigenação do ambiente e liberação de gases tóxicos, com conseqüente morte dos animais
aquáticos (Tundisi 2003; Chorus & Bartram 1999; Levings et al. 1995). A degradação dos
sistemas aquáticos produz ainda uma série de impactos econômicos, tais como o aumento nos
custos de tratamento da água, perda do valor estético, do valor turístico, prejuízos a
atividades econômicas, como aqüicultura, e prejuízos à saúde humana em decorrência de
doenças de veiculação hídrica (Tundisi 2003).
Os efeitos da eutrofização podem ser observados em toda a comunidade aquática.
Por isso torna-se importante o conhecimento dos organismos aquáticos e da cadeia alimentar
de um reservatório, pois a presença ou a ausência de certas espécies e a composição da cadeia
2
alimentar servem como indicadores do “status” a longo prazo da qualidade da água, além de
sinalizar a aproximação de mudanças (Straskraba & Tundisi 2000). A comunidade
planctônica sofre alterações em sua estrutura em ambientes afetados pela eutrofização. Estes
organismos respondem rapidamente às variações ambientais da água onde vivem, de forma
que a análise da variabilidade espacial e temporal de sua distribuição torna-se bastante
relevante para o biomonitoramento da qualidade da água dos reservatórios (Attayde &
Bozelli 1998; Sousa et al. 2008).
Estudos sobre eutrofização são mais abundantes em regiões temperadas e úmidas em
relação às regiões tropicais e semi-áridas. No entanto, lagos ou reservatórios tropicais são
mais sensíveis à eutrofização do que lagos ou reservatórios temperados (Lewis 1996). Nos
trópicos, a irradiância solar é maior, sendo responsável por maiores temperaturas médias da
coluna d’água e uma amplitude térmica relativamente pequena entre a camada superior e o
fundo (Lewis 2000). Os processos metabólicos dependentes de temperatura tendem a ter
maiores taxas nos lagos tropicais. Assim, a ciclagem de nutrientes e a fotossíntese na camada
superior e o metabolismo microbiano no fundo do lago têm taxas maiores.
Conseqüentemente, os nutrientes são regenerados mais rapidamente e o oxigênio é removido
mais rapidamente em relação aos lagos com temperaturas mais baixas (Lewis 2000).
Os estudos sobre eutrofização em geral são desenvolvidos sob três aspectos. O
primeiro enfatiza a limitação do crescimento algal por nutrientes e está baseado nas seguintes
premissas: um único nutriente deve ser o fator limitante para o crescimento algal num dado
corpo d’água; o crescimento algal deve ser proporcional ao suprimento deste nutriente e; o
controle do crescimento algal e da eutrofização de um corpo d’água deve envolver restrições
de entrada deste nutriente limitante para o sistema (Smith 1998).
Nitrogênio e fósforo são
geralmente considerados os dois principais nutrientes limitantes para algas e plantas
vasculares em ecossistemas aquáticos e na ausência de bioensaios ou medidas fisiológicas, as
razões entre esses elementos geralmente são usadas para inferir limitação por nutriente.
Redfield (1958), estudando ambientes marinhos, propôs que o crescimento máximo de algas
planctônicas seria alcançado quando a razão atômica intracelular de nutrientes estivesse em
torno de 106C:16N:1P . Algas com razão N:P menor que a de Redfield seriam limitadas por
N e com razão maior seriam limitadas por P. No entanto, a razão N:P ótima para o
crescimento algal pode sofrer variações dependendo da espécie e do ambiente (Sakamoto
1966; Smith 1979).
3
O segundo aspecto da pesquisa sobre eutrofização é o desenvolvimento de relações
quantitativas entre aportes externos de nutrientes e as concentrações resultantes na coluna
d’água de um ambiente. Vollenweider publicou em 1968 um modelo quantitativo de balanço
de massa do fósforo que se tornou uma das principais ferramentas utilizadas na gestão de
lagos e reservatórios eutrofizados. Desde então, grande número de modelos tem sido
desenvolvido para predizer as respostas de lagos e reservatórios ao aporte externo de fósforo
(Smith 1998). A maioria dos modelos é direcionada ao controle da carga externa de fósforo
por ser este o nutriente limitante na maioria dos lagos (Dilon & Rigler 1974; Vollenweider &
Kerekes 1982; Salas & Martino 1991). Apesar do N também ser um importante nutriente
limitante em lagos e reservatórios (Elser et al. 1990), poucos modelos foram desenvolvidos
visando o controle
do aporte deste elemento (Smith 1998).
O terceiro aspecto dos estudos de eutrofização é o desenvolvimento de modelos que
relacionam concentrações de nutrientes às variáveis que indicam a qualidade da água,
notadamente a biomassa algal. Portanto, modelos empíricos que relacionam concentração de
nutrientes na água, principalmente o fósforo, e biomassa de algas são muito utilizados no
manejo de ecossistemas aquáticos eutrofizados para prever a carga externa de nutrientes que
deve ser reduzida para reduzir a biomassa de algas até um nível desejado e conseqüentemente
aumentar a transparência da água (Vollenweider 1968, Dilon & Rigler 1974, Schindler et al.
1971).
A redução das cargas externas de nutrientes nos sistemas aquáticos, por exemplo,
através da redução do uso de fertilizantes na agricultura e aperfeiçoamento dos métodos dos
tratamentos de esgotos, entre outros, vem contribuindo para a diminuição do problema da
eutrofização. Vários benefícios podem ser citados como conseqüências da redução da
eutrofização de um sistema aquático, dentre eles: economia nos custos do tratamento de água,
desenvolvimento da região, valorização das propriedades, aumento da pesca comercial e
esportiva, menor necessidade de abastecimento alternativo de água, aumento da recreação,
entre outros (Tundisi 2003).
No entanto, o controle das cargas externas muitas vezes não é suficiente para
eliminar ou mitigar o problema da eutrofização devido ao aporte interno de nutrientes
acumulados no sedimento e/ou na biota (Sas 1989). Por isso, outras ferramentas alternativas,
como a biomanipulação, são muitas vezes aplicadas junto com a redução do aporte externo
para reduzir as cargas internas de nutrientes (Fonseca 2001; Starling & Lazzaro 2001).
4
A biomanipulação é uma técnica complexa e de alto nível que compreende a
aplicação de ecotecnologias adequadas, com custo reduzido, e consiste no controle biológico
das populações de algas em lagos ou reservatórios eutrofizados, visando a melhoria da
qualidade da água (Fonseca 2001). Estudos no Lago Paranoá, em Brasília, evidenciaram a
necessidade de associar a estocagem de carpas prateadas, um peixe herbívoro com alta
eficácia no consumo de cianobactérias, com o controle da superpopulação de tilápias, um
peixe onívoro que favorece a produção algal, pela liberação de nutrientes via excreção e
ressuspensão de nutrientes do sedimento (Starling & Lazzaro 2001; Starling et al. 2002; Leão
& Starling 2003; Starling et al. 2003). A estocagem de tilápias também tem sido evidenciada
como um método de controlar florações de cianobactérias em lagos eutrofizados,
especialmente em lagos onde a carga de nutrientes não pode ser reduzida eficientemente ou a
herbivoria pelo zooplâncton não controla efetivamente o fitoplâncton (Lu et al. 2006).
Panosso et al. (2007) sugeriram a estocagem de tilápias como método complementar
para o controle de cianobactérias em reservatórios do nordeste brasileiro. Estes autores
mostraram que as populações humanas que utilizam água dos reservatórios dessa região
podem estar expostas aos efeitos de cianotoxinas, cuja presença foi confirmada em pelo
menos três reservatórios estudados.
As cianotoxinas são produtos naturais tóxicos produzidos por várias espécies de
cianobactérias formadoras de florações e são liberadas quando ocorre lise das células durante
a senescência, contaminando as águas. Cerca de 40 espécies de cianobactérias são
potencialmente tóxicas e produzem diversas toxinas, incluindo as neurotoxinas (anatoxinas e
saxitoxinas), hepatotoxinas (microcistinas e nodularinas), cilindrospermopsina e
lipopolissacarídeos (Carmichael & Falconer 1993). As neurotoxinas são produzidas por
espécies dos gêneros Anabaena, Lyngbya, Aphanizomenon, Planktothrix/Oscillatoria,
Trichodesmium e Cylindrospermopsis (Carmichael 2001). As anatoxinas são potentes
bloqueadores neuromusculares e sua ingestão pode causar desequilíbrio, fasciculação
muscular, respiração ofegante e convulsões. As saxitoxinas inibem a condução nervosa
(Ministério da Saúde, 2004). As hepatotoxinas representam a causa mais comum de
intoxicação por cianotoxinas. As microcistinas inibem proteínas fosfatases e promovem
tumores (Ministério da Saúde, 2004). A cilindrospermopsina inibe a síntese protéica,
afetando principalmente o fígado, mas produz efeitos citotóxicos também nos rins, baço,
coração e outros órgãos (Ministério da Saúde, 2004).
No Rio Grande do Norte, os reservatórios representam a principal fonte de
suprimento de água para a população. No entanto, a eutrofização foi identificada como o
5
maior problema de qualidade de água desses ambientes (Eskinazi-Sant’Anna et al. 2006), os
quais encontram-se sob condições climáticas de elevadas temperaturas (cerca de 26
o
C), com
pequena variação interanual, precipitação distribuída irregularmente, com longos períodos
secos, forte evapotranspiração e déficit hídrico durante praticamente todo o ano. Esses fatores
tornam as conseqüências da eutrofização ainda mais graves nesses reservatórios, restringindo
as opções de uso desses ambientes. O maior reservatório do estado (Engenheiro Armando
Ribeiro Gonçalves) encontra-se eutrofizado, com concentrações de nutrientes acima dos
limites aceitáveis para o abastecimento público e com florações de cianobactérias tóxicas, o
que vem comprometendo a qualidade da água deste importante manancial (Costa 2003). O
estágio avançado de eutrofização em que se encontra o reservatório também vem impedindo
o desenvolvimento da atividade de piscicultura intensiva em tanques-rede.
O reservatório Armando Ribeiro Gonçalves havia sido selecionado para se tornar
um dos maiores parques aqüícolas brasileiros através do Programa Nacional de Parques
Aqüícolas Continentais lançado pelo Governo Federal em 2005. De acordo com o projeto,
este parque aquícola utilizaria uma área de 120 hectares do reservatório Armando Ribeiro
para a produção de tilápias em regime intensivo, produzindo cerca de 50 mil toneladas de
peixe por ano, ocupando diretamente mais de 6.000 pescadores e indiretamente 12.000
pessoas. A criação do parque teria como objetivo promover o desenvolvimento sustentável
utilizando melhor o potencial hídrico deste reservatório (SERHID, 2006).
No entanto, as condições de eutrofização encontradas no reservatório inviabilizaram
a implantação do empreendimento, tendo em vista que a atividade de piscicultura intensiva
enriqueceria ainda mais o ambiente aquático com nutrientes advindos da eliminação de
dejetos e sobras de ração não consumidas pelos peixes, o que agravaria os problemas gerados
pela eutrofização, inclusive diminuindo a qualidade da água para o abastecimento público.
Portanto, ações de saneamento e gestão ambiental na bacia hidrográfica do Piranhas-Açu são
importantes e necessárias para reduzir as cargas externas de nutrientes que entram
anualmente no reservatório Armando Ribeiro Gonçalves, visando diminuir as concentrações
dos mesmos, possibilitando o aproveitamento das águas do reservatório para a produção de
pescado de forma sustentável, sem comprometer a qualidade da água para outros fins.
6
2. Objetivos
• Descrever padrões de variação espacial e temporal do estado trófico do reservatório e
as relações entre as concentrações de nitrogênio e fósforo totais e a biomassa
fitoplanctônica.
• Determinar a importância relativa do nitrogênio e do fósforo como fatores limitantes à
produção primária fitoplanctônica do reservatório a partir das razões entre esses
elementos.
• Determinar a importância relativa da matéria orgânica e inorgânica em suspensão para
a turbidez da água do reservatório.
• Descrever os padrões de variação espacial e temporal do fitoplâncton e do
zooplâncton e suas relações com o estado trófico do reservatório.
• Estimar a carga máxima anual de fósforo que deve ser lançada no reservatório para
que as concentrações de P total na água não ultrapassem níveis iguais a 30
µg L
-1
.
(Classe II da resolução CONAMA 357).
3. Área de estudo
3.1. A bacia hidrográfica do Rio Piranhas-Açu
A Bacia Hidrográfica do Rio Piranhas-Açu (Figura 1) está totalmente inserida no
semi-árido nordestino. Possui área total de drenagem de 43.681,5 km
2
, sendo 26.183 km
2
no
Estado da Paraíba e 17.498,50 km
2
no Estado do Rio Grande do Norte. A bacia possui 147
municípios, sendo 45 municípios no Estado do Rio Grande do Norte e 102 no Estado da
Paraíba, e conta com uma população total de 1.363.802 habitantes, tendo 914.343 habitantes
(67%) no Estado da Paraíba e 449.459 habitantes (33%) no Rio Grande do Norte (BRAGA et
al. 2004).
A bacia é constituída por sete sub-bacias: Piancó, Peixe, Alto Piranhas, Médio
Piranhas, Espinharas, Seridó e Baixo Piranhas. As três primeiras estão totalmente inseridas
em território paraibano, a sub-bacia do Baixo Piranhas situa-se totalmente no estado do Rio
Grande do Norte e as demais estão compreendidas nos dois estados. A condição climática
encontrada na área da Bacia confere aos rios características intermitentes, com exceção do rio
Piranhas-Açu que foi perenizado artificialmente, com a construção das Barragens Coremas
Mãe D’água na Paraíba e Armando Ribeiro Gonçalves no RN.
7
O clima predominante da região é quente e semi-árido, do tipo BSw´h´, conforme a
classificação de Köeppen. A região apresenta dois regimes climáticos bastante distintos: um
período chuvoso e úmido, em que a vegetação está com sua maior biomassa e outro seco,
com pouca umidade, quase nenhuma espécie vegetal permanece com folhas. O período
chuvoso inicia-se em fevereiro e termina em maio, com precipitações máximas nos meses de
março e abril. Particularmente, durante o período de fevereiro a maio de 2007, as condições
do Oceano Pacífico estiveram favoráveis às chuvas no semi-árido do Nordeste, em virtude de
uma condição de LA NIÑA (EMPARN 2007).
Solos rasos e pedregosos compõem o substrato pouco desenvolvido da região onde
se insere a bacia. A vegetação apresenta maior porte e maior adensamento onde a geologia é
sedimentar e os solos são mais desenvolvidos e profundos. Ao longo das várzeas dos rios
predominam dois tipos de ecossistemas: a mata ciliar com carnaúba, bastante denso devido às
palmeiras novas e outras espécies arbustivas. A altura média dos carnaubais está em torno de
10 a 15 metros, predominando a carnaúba Erythrina velutina. O outro ecossistema é a mata
ciliar sem carnaúba, que também se localiza nas várzeas dos rios, onde predomina a oiticica
(Licania rígida), cujo porte varia de 8 a 15 metros (Cestaro 2006).
Estudo realizado por Amorim et al. (2007) sobre mapeamento de uso e ocupação do
solo na Bacia Piranhas-Açu apresentou os seguintes resultados:
• Solo exposto (25,09%), englobando núcleos urbanos, áreas sem vegetação ou com vegetação
espaçada formando manchas onde as espécies vegetais ficam muito distantes umas das outras;
• Caatinga arbustivo-arbórea (32,93%), apresentando um porte baixo com dossel irregular e
esparso, com presença de algumas árvores que podem atingir de 7 a 8 metros de altura. As
espécies que mais se destacam são angico (Anadenanthera collubrina), aroeira (Astronium
urundeuva) e pau-branco (Auxema glazioviana) (Cestaro 2006).
• Caatinga arbustiva (19,82%), com predominância de arbustos, dossel irregular e mais esparso
do que na caatinga arbustivo-arbórea. As espécies que mais têm destaque são pereiro
(Aspidosperma pyrifolium), mofumbo (Combretum leprosum) e marmeleiro (Croton sonderianus)
(Cestaro 2006). Essa vegetação encontra-se em avançado estado de degradação devido a sua
retirada para dar lugar às áreas de pastagem e fornecimento de lenha para as cerâmicas da região.
• Lavouras (19,74%), que são encontradas principalmente nos terrenos de aluvião ao longo dos
rios e em locais onde a geologia é sedimentar e os solos são bem desenvolvidos. Na região do
Baixo-açu ocorre grande número de plantações de fruticultura irrigada. No restante da bacia
predomina a agricultura de subsistência no período chuvoso.
8
Quanto ao abastecimento público, apenas 43,6% dos domicílios existentes na bacia
recebem água tratada através de sistemas de adutoras. Outros domicílios são abastecidos
através de poços e nascentes e cerca de 34,5% recorrem a outras fontes de abastecimento
(
Gruben & Lopes 2002).
Apenas 2,4% estão ligados à rede geral de saneamento básico. Grande
parte utiliza fossas rudimentares (48,7%). Esta situação constitui uma fonte de preocupação
devido à contaminação dos rios e lençóis freáticos através dos efluentes domésticos (
Gruben &
Lopes 2002).
A base econômica dos municípios da bacia centra-se nas atividades agro-pecuárias
e, em menor grau, na atividade industrial, relativamente diversificada. Na agricultura, a
cultura principal é o algodão, geralmente consorciado com o milho, o feijão e a banana.
Recentemente a produção da banana tem-se intensificado no Vale do Açu, sendo cultivada, a
exemplo do melão, através de irrigação. Além disso, também estão presentes na região as
indústrias têxtil, de cerâmica e de produtos alimentares (Gruben & Lopes 2002).
Figura 1. Mapa da Bacia do Rio Piranhas-Açu nos Estados da Paraíba e Rio Grande do Norte.
3.2 O reservatório Engº. Armando Ribeiro Gonçalves
O reservatório Engº. Armando Ribeiro Gonçalves (figura 2) está localizado entre os
municípios de Jucurutu e Itajá, no Estado do Rio Grande do Norte. A barragem fica a 6 km a
montante da cidade de Açu, e dista cerca de 250 km de Natal. O açude foi construído em
Bacia do Rio Piranhas-Açu – RN
Bacia do Rio Piranhas-Açu – PB
9
1983 visando o suprimento de água ao Projeto de Irrigação do Baixo-Açu e regulariza cerca
de 100 km do rio Piranhas-Açu até a sua foz, permitindo o desenvolvimento da atividade
agrícola de toda região do Baixo - Açu. Além disso, garante o abastecimento de vários
municípios e comunidades rurais, utilizando 4 grandes sistemas adutores que estão em
operação: Adutora de Mossoró, Adutora Sertão Central / Cabugi, Adutora Serra de Santana,
Adutora do Médio Oeste. (DNOCS 2007; Ministério da Integração Nacional 2007).
A construção do reservatório exigiu ações complementares necessárias ao
remanejamento das populações atingidas, com o enchimento do reservatório, e das infra-
estruturas localizadas na área inundável da bacia hidráulica. Entre as ações desenvolvidas
merecem destaque: relocação da sede do município de São Rafael com reassentamento de
toda a população (730 famílias); construção de um dique de proteção à cidade de Jucurutu
com reassentamento de parte da população urbana; relocação das linhas de transmissão e do
sistema viário e reassentamento da população rural (1.852 famílias), em sítios
convenientemente selecionados, de modo a não paralisar as atividades agrícolas, principal
fonte de manutenção e subsistência.
Com capacidade de armazenamento de 2,4 bilhões de m
3
de água e bacia
hidráulica com área de 195 km
2
, o reservatório Armando Ribeiro Gonçalves responde por
cerca de 53 % de toda a água acumulada no estado do Rio Grande do Norte e é fundamental
para o desenvolvimento da região, banhando parte dos territórios dos municípios de Açu,
Itajá, São Rafael e Jucurutu. Assemelha-se a um ambiente lêntico devido ao longo tempo de
residência da água, de cerca de 3 anos (Costa 2003). A área da bacia tributária do açude é de
36.770 km
2
, ou cerca de 84% da área total da bacia do rio Piranhas-Açu, estando incluídos
nesta área, a montante da barragem, 20 açudes públicos construídos pelo DNOCS, bem como
115 açudes construídos em regime de cooperação, além de um número razoável de pequenos
açudes particulares (DNOCS 2007).
No entanto, o estado do Rio Grande do Norte necessita garantir uma vazão mínima
vinda do estado da Paraíba (4,5 m
3
/s), para garantir não só o abastecimento a montante do
Reservatório Armando Ribeiro, mas também o próprio volume de água armazenado. O estado
da Paraíba construiu num dos principais afluentes do rio Piranhas, o rio Piancó, um
reservatório - o Sistema Coremas-Mãe D'Água - com capacidade para acumular 1,4 bilhões
de m
3
, para perenizar esse afluente e um trecho do rio Piranhas, garantindo assim a vazão
mínima a entrar no Rio Grande do Norte (Gruben & Lopes 2002).
Desta forma, o reservatório
Armando Ribeiro Gonçalves é parte integrante do Sistema Curemas-Açú.
10
Segundo o Marco Regulatório disposto pela Resolução 687/04 da Agência Nacional
de Águas, a vazão de 27,30 m
3
/s é a vazão máxima disponível considerada para todo o
Sistema Curema-Açu. As vazões máximas disponíveis, discriminadas por trecho e por
finalidade de uso, estão apresentadas no anexo 1.
Figura 2 Bacia Hidrográfica do Rio Piranhas-Açu no Estado do Rio Grande do Norte e o reservatório Armando
Ribeiro Gonçalves, destacado em vermelho.
Fonte: SERHID - Secretaria de Recursos Hídricos do RN. 2006.
Através do Projeto de Integração do Rio São Francisco com as Bacias Hidrográficas
do Nordeste Setentrional, lançado recentemente pelo Governo Federal, o açude Armando
Ribeiro Gonçalves será um dos grandes açudes receptores das águas do rio São Francisco, o
que proporcionará o aumento da garantia de sua oferta hídrica e a perenização do rio
Piranhas-Açu (Ministério da Integração Nacional 2007).
O reservatório ARG, assim como toda a bacia do rio Piranhas-Açu, está localizado
numa região sob a influência marcante da Zona de Convergência Intertropical (ZCIT), um
dos fenômenos meteorológicos condicionantes do clima e do regime de chuvas. O
deslocamento da ZCIT para o hemisfério sul é o fator principal da ocorrência do período
chuvoso entre fevereiro e maio, com precipitações máximas nos meses de março e abril, e
esse deslocamento é influenciado por fenômenos climáticos como o El Niño e a La Niña.
11
As variáveis climáticas da bacia Piranhas-Açu são medidas em estações
meteorológicas do INMET – Instituto Nacional de Meteorologia. As estações que melhor
representam a região da bacia estão em Macau, Florânia, Cruzeta e São Gonçalo, sendo esta
última na Paraíba. A estação mais próxima do reservatório ARG é a de Florânia (figura 3).
Valores das normais climatológicas de temperatura e o balanço hídrico medidos nesta estação
encontram-se na figura 4.
Figura 3. Bacia do rio Piranhas-Açu. Os pontos vermelhos indicam as
estações meteorológicas do INMET. Fonte: SERHID-RN (2005).
Destaque para a estação meteorológica de Florânia, a mais próxima do
reservatório Armando Ribeiro Gonçalves.
22
23
24
25
26
27
28
J
a
n
F
e
v
M
a
r
A
b
r
M
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i
J
u
n
J
u
l
A
g
o
S
e
t
O
u
t
N
o
v
D
e
z
Temperatura em °C
0
50
100
150
200
250
300
J
a
n
F
e
v
M
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r
A
b
r
M
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n
J
u
l
A
g
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S
e
t
O
u
t
N
o
v
D
e
z
Evapotranspiração potencial Precipitação
Figura 4. Normais climatológicas da temperatura média mensal e anual do período 1961-1990 (a) e balanço
hídrico (b) da estação meteorológica de Florânia.
Fonte: SERHID-RN (2005).
mm
a
b
12
4. Materiais e métodos
4.1. Amostragem e análises limnológicas
Foram realizadas coletas de água mensais, no período de julho de 2006 a julho de
2007, em 10 pontos de coleta aproximadamente eqüidistantes entre si, selecionados
sistematicamente no sentido longitudinal do reservatório (figura 5). As coordenadas dos
pontos foram registradas com auxílio de um GPS (anexo 2).
Em cada ponto, amostras de água foram coletadas, em todo o perfil vertical, a cada
dois ou três metros de profundidade com uma garrafa de Van Dorn e integradas em uma
caixa plástica de 40 litros de onde foram retiradas subamostras para a determinação em
laboratório das concentrações de clorofila a, fósforo total, nitrogênio total, sólidos fixos e
voláteis em suspensão. A transparência da água foi medida em cada ponto através da
profundidade do disco de Secchi. Nos pontos 1, 3, 7 e 10, foram retiradas subamostras da
amostra integrada para a quantificação do fitoplâncton. Nesses mesmos pontos, também
foram realizadas coletas de mesozooplâncton por meio de 3 arrastos verticais com uma rede
de plâncton com abertura de malha de 200
µm. A escolha da rede de 200µm foi feita porque o
mesozooplâncton do reservatório é dominado por grandes copépodos (Eskinazi-Sant´Anna et
al. 2007), os quais são eficientemente amostrados por redes com esta abertura de malha
(Pinto Coelho 2004).
Para a análise de clorofila a foi feita a filtração da água coletada, com auxílio de
bomba a vácuo, em filtros de fibra de vidro Whatman 934-AH, de 25mm. Os filtros secos
foram envoltos em papel alumínio e congelados em campo. Em laboratório, a extração da
clorofila a foi feita em 10ml de etanol 95%, por um período de 20 horas, e então foi
procedida a leitura em espectrofotômetro, nos comprimentos de onda de 665 e 750nm
(
Jespersen & Christoffersen 1988)
. A determinação do fósforo total foi feita pelo Método do
Ácido Ascórbico após digestão das amostras em persulfato de potássio, segundo a APHA
(1998). Já a determinação do nitrogênio total foi feita pela oxidação dos compostos
nitrogenados a nitrato segundo Valderrama (1981), seguida do método de Muller &
Weidemann (1955), em que o nitrato reage com salicilato de sódio, formando um composto
de cor amarelada.
13
Figura 5. Imagem de satélite mostrando os dez pontos de coleta no reservatório Armando
Ribeiro Gonçalves. Fonte: Google
Para a análise de sólidos em suspensão, filtros de fibra de vidro Whatman 934-AH,
de 25mm foram previamente secos a 105ºC e pesados até atingir peso constante. Após a
filtração em campo, com auxílio de bomba a vácuo, os mesmos foram armazenados em
recipiente com sílica gel. Em laboratório, os filtros foram novamente secos a 105ºC e
pesados. A diferença dos pesos dos filtros antes e depois da filtração forneceu os resultados
de sólidos suspensos totais da água. Para a obtenção dos sólidos fixos e voláteis, os filtros
foram submetidos à temperatura de 550ºC, em mufla, por 15 minutos, e em seguida pesados.
A diferença dos pesos dos filtros antes da filtração e após a mufla forneceu os dados de
sólidos fixos. Os valores de sólidos voláteis foram obtidos pela diferença entre sólidos totais
e fixos (APHA 1998).
A análise qualitativa do fitoplâncton foi realizada com amostras coletadas em
arrastos verticais e horizontais com rede de plâncton (20 µm) e fixadas com formol a 4%. Os
sistemas de classificação adotados para as Cianobactérias foi o de Komárek & Anagnostidis
14
(1998) para a Chroococcales, Anagnostidis & Komárek (1988) para as Oscillatoriales e
Komárek & Anagnostidis (1989) para as Nostocales. Para as demais classes do fitoplâncton
foram utilizadas as obras de Round (1971) para as Clorofíceas, Simonsen (1979) para as
Diatomáceas e Bourrely (1981, 1985) para outros grupos.
A quantificação do fitoplâncton seguiu o método de Ütermol (1958) usando
microscópio invertido de marca Olimpus, modelo IX70. As amostras foram contadas após
cerca de 3 horas de sedimentação para cada centímetro de altura da câmara (Margalef, 1983).
A contagem dos indivíduos (células, colônias e filamentos) foi feita em transectos horizontais
e verticais, contados em campos alternados, sendo o erro menor que 20%, a um coeficiente de
confiança de 95% seguindo o critério de Lund et. al. (1958). O número de campos variou de
uma amostra para outra e a finalização da contagem foi feita tomando como critério a
contagem de no mínimo 100 indivíduos da espécie mais abundante e pela curva de
estabilização das espécies, obtida a partir da adição de espécies novas adicionadas com o
número de campos contados. O volume celular do fitoplâncton foi estimado usando
aproximações de formas geométricas sólidas similares, de acordo com Hillebrand et
al.(1999).
As amostras de zooplâncton foram fixadas em formol 4%. Em laboratório
procederam-se a identificação e contagem dos organismos. A contagem dos organismos foi
realizada com auxílio da câmara de Sedwick-Rafter, em microscópio óptico. Subamostras de
1ml foram retiradas da amostra homogeneizada e todos os organismos foram contados até
que o coeficiente de variação fosse igual ou inferior a 20%. Para calcular a quantidade total
de organismos na amostra, o número médio de organismos das subamostras foi multiplicado
pelo volume da amostra (ml) e dividido pelo volume da subamostra (ml). Para calcular a
densidade original dos organismos zooplanctônicos na amostra, a quantidade de organismos
na amostra foi dividida pelo volume de água amostrado no campo (L). A biomassa do
zooplâncton foi determinada segundo o método alométrico, o qual baseia-se no uso de
equações exponenciais ajustadas a partir da relação entre as dimensões lineares dos
organismos (L) e seu peso seco (B). Esses coeficientes podem ser obtidos por meio de
regressões entre o comprimento do animal versus o peso individual (Pinto-Coelho 2004),
normalmente representadas pela seguinte equação:
B= a.L
b
, em que a e b são coeficientes específicos (alométricos) para cada espécie.
As equações de regressão utilizadas encontram-se no anexo 2.
15
Os organismos zooplanctônicos foram medidos linearmente com auxílio de ocular
milimetrada, em microscópio óptico. Para cada espécie foram medidos 30 indivíduos. As
médias das medidas foram utilizadas para obtenção do peso-seco com base nas equações de
regressão comprimento-peso seco encontradas na literatura, específicas para cada espécie ou
gênero (Bouvy et al. 2001; Dumont H.J. et al. 1975; Pinto-Coelho 1991; Saint-Jean & Bonou
1994; Bottrel et al. 1976). A biomassa das espécies foi obtida multiplicando-se o peso-seco
pelas densidades encontradas nas amostras.
4.2. Análises estatísticas
Análises de correlação e regressão linear foram usadas para descrever as relações
entre as concentrações de nutrientes (N e P) e a biomassa fitoplanctônica (clorofila), entre a
transparência da água e as concentrações de sólidos fixos e voláteis em suspensão, entre a
biomassa fitoplanctônica (clorofila) e a transparência da água, e entre o biovolume
fitoplanctônico e a biomassa zooplanctônica. Estas análises também foram utilizadas para
testar a premissa básica dos modelos de eutrofização de Vollenweider (1968) e Dillon &
Rigler (1974) de que a biomassa fitoplanctônica depende fortemente da concentração de
fósforo nesses ambientes e que a transparência da água depende fortemente da biomassa
fitoplanctônica.
As análises de correlação e regressão foram realizadas com o auxílio do software
Statistica da StatSoft, versão 6.0, utilizando-se valores de significância
α = 0,05. Os dados
foram transformados em logaritmo natural para atender as premissas de linearidade e
normalidade dos resíduos. A análise dos resíduos da regressão evidenciou que as premissas
foram atendidas após a remoção dos principais outliers.
4.3. Modelo de capacidade de carga (suporte)
Para estimar a carga de fósforo anual máxima que pode ser lançada no reservatório
Armando Ribeiro Gonçalves sem que a concentração de fósforo total da água ultrapasse o
limite de 30,0 µg/L, estabelecido pela resolução CONAMA 357 para águas de classe II, foi
utilizado o modelo de Dillon & Rigler (1974). Este modelo é um dos modelos mais testados e
utilizados para descrever as respostas dos ecossistemas lacustres aos aumentos das cargas
externas de fósforo como parte do processo de eutrofização artificial.
16
O modelo de Dillon & Rigler (1974) é uma modificação do modelo original de
Vollenweider (1968) e considera que num intervalo de tempo de um ano a concentração
média de fósforo total [P] em um dado corpo d’água é determinada pela carga de P, tamanho
do lago (volume, área e profundidade média), descarga do reservatório e a fração de P que
entra e fica retida no sistema (não é perdida para a jusante). O modelo utiliza uma escala
temporal anual.
Numa situação de equilíbrio, [P] = L(1-R) / zp , onde:
[P] é a concentração de P-total em mg/l
L é a carga de P-total em g/m
2
/ano
z é a profundidade média em metros
R é a fração da carga de P-total que é retida no reservatório e
p é a descarga do reservatório ou fração do volume perdido à jusante por ano.
sendo que R = 1-(q
o
[P]
o
/q
i
[P]
i
), onde:
q
o
= vazão efluente em m
3
/ano
q
i
= vazão afluente em m
3
/ano
[P]
o
= concentração de P-total na água que sai do reservatório
[P]
i
= concentração de P-total na água que entra no reservatório
Com base neste mesmo modelo pode-se determinar a capacidade de carga de um
corpo d'água para a aqüicultura em tanques-redes partindo-se dos seguintes pressupostos: 1) a
concentração original de P sofrerá um incremento como resultado desta atividade até um
nível determinado em função dos usos pretendidos para este ecossistema (p.ex.
abastecimento); 2) as elevações na concentração de P-total na água refletem diretamente os
incrementos da biomassa fitoplanctônica.
Assim, a capacidade de carga de fósforo que um reservatório destinado ao
abastecimento público pode receber da atividade de piscicultura intensiva em tanques-rede,
[P], pode ser expressa como a diferença entre a concentração de fósforo antes da exploração
aqüícola, [P]
inicial
, e a concentração de fósforo final desejável ou aceitável, ou seja: [P] =
[P]
final
- [P]
inicial
.
Dessa forma, a determinação da mudança aceitável/desejável no nível trófico pela
implementação da piscicultura intensiva em tanques-rede deve ser feita através da seguinte
equação:
[P] = L
peixe
(1- R
peixe
) / zp , onde:
17
L
peixe
é a carga aceitável de P-total derivada da aqüicultura em tanques-rede;
R
peixe
é a fração da carga de P-total que é retida no reservatório
z é a profundidade média do reservatório em metros
e p é a taxa de renovação de água em volumes por ano.
5. Resultados
5.1 Variáveis abióticas
As concentrações médias (±1desvio padrão) de nitrogênio total e fósforo total na
água do reservatório ao longo do período estudado foram de 2,38 mg/L (± 0,43 mg/L) e
0,106mg/L (± 0,032 mg/L) respectivamente. As razões atômicas entre estes elementos
variaram entre 27,5 e 78,7 durante o período de estudo, e de 32,7 a 70,5 no sentido
longitudinal do reservatório. Em média, a razão N:P foi de 53,5 (± 17,8), e esteve sempre
acima das razões de Redfield de 16:1 (anexo 3).
As concentrações médias de nitrogênio total durante o período estudado se
mantiveram relativamente constantes ao longo do eixo longitudinal do reservatório (Figura
6a), enquanto que as concentrações médias de fósforo total diminuíram (Figura 6b). Como
conseqüência, as razões N:P aumentaram gradualmente do ponto 1 ao ponto 10 (Figura 6c)
juntamente com a profundidade dos pontos de coleta (Figura 6d). As concentrações médias
de sólidos suspensos voláteis na água permaneceram relativamente constantes ao longo do
eixo longitudinal do reservatório (Figura 6g). Já as concentrações médias de sólidos fixos e
totais diminuíram no mesmo sentido (Figuras 6e e 6f) enquanto que a transparência da água
aumentou ligeiramente (Figura 6h).
Não foram observadas variações sazonais bem definidas nas concentrações dos
nutrientes, mas as concentrações médias de fósforo total atingiram valores extremos em
outubro de 2006, meados do período seco, e em março de 2007, meados do período chuvoso
(Figura 7b). Como as concentrações de nitrogênio total não variaram sazonalmente na mesma
proporção que o fósforo (Figura 7a), as razões N:P diminuíram com o aumento das
concentrações de fósforo nos meses de outubro de 2006 e março de 2007 (Figura 7c).
Nenhum padrão bem definido de variação sazonal foi encontrado nas concentrações de
sólidos em suspensão (Figuras 7e, 7f e 7g), transparência da água (Figura 7h) bem como na
profundidade do reservatório (Figura 7d) durante o período de estudo.
18
1,00
1,50
2,00
2,50
3,00
3,50
4,00
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
Nitrogênio Total mg/L
0,0
5,0
10,0
15,0
20,0
25,0
30,0
35,0
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
Sólidos suspensos totais (mg/L)
0,0
25,0
50,0
75,0
100,0
125,0
150,0
175,0
200,0
225,0
250,0
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
Fósforo Total (µg/L)
0,0
2,0
4,0
6,0
8,0
10,0
12,0
14,0
16,0
18,0
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
Sólidos suspensos fixos (mg/L)
0,0
10,0
20,0
30,0
40,0
50,0
60,0
70,0
80,0
90,0
100,0
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
Razões N:P
0,0
2,0
4,0
6,0
8,0
10,0
12,0
14,0
16,0
18,0
20,0
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
Sólidos suspensos voláteis (mg/L)
0,0
5,0
10,0
15,0
20,0
25,0
30,0
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
Profundidade (m)
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
1,4
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
Secchi m)
Figura 6. Variação espacial dos valores médios das concentrações de nitrogênio total, fósforo total, razões
atômicas N:P, sólidos suspensos totais, fixos e voláteis, profundidade do disco de Secchi e profundidade média
dos pontos de coleta. A linha vermelha indica o valor máximo de fósforo total (30µg/L) estabelecido pela
resolução CONAMA 357/05 para águas doces de classe II.
a
b
c
g
d
e
h
d
f
19
1,00
1,50
2,00
2,50
3,00
3,50
4,00
4,50
5,00
j
u
l
/
0
6
a
g
o
/
0
6
s
e
t
/
0
6
o
u
t
/
0
6
n
o
v
/
0
6
d
e
z
/
0
6
j
a
n
/
0
7
f
e
v
/
0
7
m
a
r
/
0
7
a
b
r
/
0
7
m
a
i
/
0
7
j
u
n
/
0
7
Nitrogênio Total mg/L
0,0
5,0
10,0
15,0
20,0
25,0
30,0
j
u
l
/
0
6
a
g
o
/
0
6
s
e
t
/
0
6
o
u
t
/
0
6
n
o
v
/
0
6
d
e
z
/
0
6
j
a
n
/
0
7
f
e
v
/
0
7
m
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r
/
0
7
a
b
r
/
0
7
m
a
i
/
0
7
j
u
n
/
0
7
j
u
l
/
0
7
Sólidos suspensos totais (mg/L)
0,0
25,0
50,0
75,0
100,0
125,0
150,0
175,0
200,0
j
u
l
/
0
6
a
g
o
/
0
6
s
e
t
/
0
6
o
u
t
/
0
6
n
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/
0
6
d
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z
/
0
6
j
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n
/
0
7
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v
/
0
7
m
a
r
/
0
7
a
b
r
/
0
7
m
a
i
/
0
7
j
u
n
/
0
7
Fósforo Total (µg/L)
0,0
2,0
4,0
6,0
8,0
10,0
12,0
14,0
16,0
18,0
20,0
j
u
l
/
0
6
a
g
o
/
0
6
s
e
t
/
0
6
o
u
t
/
0
6
n
o
v
/
0
6
d
e
z
/
0
6
j
a
n
/
0
7
f
e
v
/
0
7
m
a
r
/
0
7
a
b
r
/
0
7
m
a
i
/
0
7
j
u
n
/
0
7
j
u
l
/
0
7
Sólidos suspensos fixos (mg/L)
0,00
20,00
40,00
60,00
80,00
100,00
120,00
jul/
0
6
ago/06
se
t
/06
o
ut/
06
no
v
/
0
6
de
z
/
0
6
jan/07
fev/07
ma
r/07
a
br
/07
ma
i
/07
jun
/
0
7
jul/07
Razões N:P
0,0
2,0
4,0
6,0
8,0
10,0
12,0
14,0
16,0
18,0
20,0
j
u
l
/
0
6
a
g
o
/
0
6
s
e
t
/
0
6
o
u
t
/
0
6
n
o
v
/
0
6
d
e
z
/
0
6
j
a
n
/
0
7
f
e
v
/
0
7
m
a
r
/
0
7
a
b
r
/
0
7
m
a
i
/
0
7
j
u
n
/
0
7
j
u
l
/
0
7
Sólidos suspensos voláteis (mg/L)
5,0
10,0
15,0
20,0
25,0
30,0
j
u
l
/
0
6
a
g
o
/
0
6
s
e
t
/
0
6
o
u
t
/
0
6
n
o
v
/
0
6
d
e
z
/
0
6
j
a
n
/
0
7
f
e
v
/
0
7
m
a
r
/
0
7
a
b
r
/
0
7
m
a
i
/
0
7
j
u
n
/
0
7
j
u
l
/
0
7
Profundidade (m)
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
j
u
l
/
0
6
a
g
o
/
0
6
s
e
t
/
0
6
o
u
t
/
0
6
n
o
v
/
0
6
d
e
z
/
0
6
j
a
n
/
0
7
f
e
v
/
0
7
m
a
r
/
0
7
a
b
r
/
0
7
m
a
i
/
0
7
j
u
n
/
0
7
j
u
l
/
0
7
Secchi (m)
Figura 7. Variação temporal das concentrações médias de nitrogênio total, fósforo total, razões atômicas N:P,
sólidos suspensos totais, fixos e voláteis, profundidade do disco de Secchi e profundidade média dos pontos de
coleta. A linha vermelha indica o valor máximo de fósforo total (30µg/L) estabelecido pela resolução
CONAMA 357/05 para águas doces de classe II.
a
e
b
f
c
g
d
h
20
5.2 Variáveis bióticas
Os resultados de clorofila a revelaram uma relativa regularidade das concentrações
ao longo do reservatório, com exceção do ponto 1, considerado ainda ambiente lótico. Neste
ponto, o valor médio anual foi de 28,1
µg/L (± 31,8 µg/L). Uma análise espacial mostrou que
a maior concentração média foi encontrada no ponto 4 (63,3 µg/L). Analisando os dados
temporalmente, a maior concentração média ocorreu no mês de setembro/06 (65,4 µg/L),
enquanto que a mais baixa foi registrada no mês de julho/06 (25,9 µg/L). O valor máximo
estabelecido pela resolução CONAMA 357/05 para águas doces de classe II é 30,0 µg/L
(Figuras 8a e 8c e anexos 3 e 4).
0,0
10,0
20,0
30,0
40,0
50,0
60,0
70,0
80,0
90,0
100,0
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
Clorofila a
(µg/L)
0,0
10,0
20,0
30,0
40,0
50,0
60,0
70,0
80,0
90,0
100,0
j
u
l
/
0
6
a
g
o
/
0
6
s
e
t
/
0
6
o
u
t
/
0
6
n
o
v
/
0
6
d
e
z
/
0
6
j
a
n
/
0
7
f
e
v
/
0
7
m
a
r
/
0
7
a
b
r
/
0
7
m
a
i
/
0
7
j
u
n
/
0
7
j
u
l
/
0
7
Clorofila a (µg/L)
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Pto 1 Pto 3 Pto 7 Pto 10
Riqueza de espécies
Fito total
Cianobactérias
Diatomáceas
Clorofíceas
Euglenofíceas
Outras
0
10
20
30
40
50
60
j
u
l
/
0
6
a
g
o
/
0
6
s
e
t
/
0
6
o
u
t
/
0
6
n
o
v
/
0
6
d
e
z
/
0
6
j
a
n
/
0
7
f
e
v
/
0
7
m
a
r
/
0
7
a
b
r
/
0
7
m
a
i
/
0
7
j
u
n
/
0
7
j
u
l
/
0
7
Riqueza de espécies
Fito total
Cianobactérias
Diatomáceas
Clorofíceas
Euglenofíceas
Outras
Figura 8. Variação espacial (esquerda) e temporal (direita) nas concentrações de clorofila a e na riqueza de
espécies fitoplanctônicas. A linha vermelha indica o valor máximo de clorofila a estabelecido pela resolução
CONAMA 357/05 para águas doces de classe II.
Foram registradas 103 espécies de fitoplâncton sendo 44 cianobactérias, 39
clorofíceas, 12 diatomáceas, 4 euglenofíceas, 2 xantofíceas, 1 cryptofícea e 1 crysofícea
(anexo 5). Das 103 espécies amostradas, 69 ocorreram no ponto 1, 54 no ponto 3, 52 no
ponto 7 e 44 no ponto 10 (anexo 5). As figuras 8b e 8d mostram a variação do número de
espécies encontradas no reservatório.
Em geral, as cianobactérias predominaram na comunidade ao longo de todo o
reservatório durante o período em estudo, correspondendo a mais que 90% da densidade e do
a
b
c
d
21
biovolume total do fitoplâncton (figura 9). O valor máximo de cianobactérias estabelecido
pela resolução CONAMA 357/05 para águas doces de classe II é de 5 mm
3
/L. Nossos
resultados mostram que, em média, esse valor foi superado em todo o eixo longitudinal do
reservatório. De acordo com a Norma de Qualidade da Água para Consumo Humano
aprovada pela portaria n° 518/2004 do Ministério da Saúde, o monitoramento de
cianobactérias na água, no ponto de captação do manancial, deve ser semanal quando o
biovolume de cianobactérias exceder 1 mm
3
/L.
Apesar da grande diversidade de espécies encontradas nos quatro pontos de coleta,
poucas espécies predominaram e foram as responsáveis pelas variações ocorridas na
densidade e biovolume do fitoplâncton total. Em termos de densidade, o ponto 1 foi o que
apresentou maior substituição de espécies dominantes durante o período de estudo. Em
termos de biovolume, o ponto 7 teve o maior número de substituições. A comunidade do
ponto 10 foi totalmente dominada, em densidade, por Cylindrospermopsis sp, a qual também
predominou no ponto 7 na maior parte do tempo (ver densidades e biovolumes relativos das
espécies dominantes no anexo 6).
A análise espacial mostrou um ligeiro aumento de densidade em direção à barragem,
tendo ocorrido um declínio no ponto 3. Já o biovolume encontrou-se elevado no ponto 1,
constante nos pontos 3 e 7 e mais baixo na barragem (Figuras 9a e 9b). O elevado biovolume
encontrado no ponto 1 pode ter sido influenciado por um aumento na densidade da
cianobactéria Anabaena circinalis no mês de outubro. Devido ao seu grande tamanho, essa
espécie elevou o biovolume médio das cianobactérias do ponto 1 de 5,94 mm
3
/l (± 7,42
mm
3
/l) para 17,57 mm
3
/l (± 32,93 mm
3
/l) e o biovolume médio das cianobactérias do mês de
outubro de 17,35 (± 11,79 mm
3
/l) para 37,7 mm
3
/l (± 36,63 mm
3
/l) (ver anexos 7 e 8 para
dados de densidade e biovolume).
A análise temporal do biovolume fitoplanctônico acompanhou a variação ocorrida
para as densidades, que não apresentou um padrão regular durante o período do estudo. Foi
observado um pico no mês de outubro tanto no gráfico da densidade quanto no gráfico do
biovolume (Figuras 9c e 9d). Neste, o pico pode ser explicado pela presença da A. circinalis,
citada anteriormente. Já no gráfico da densidade, o pico no mês de outubro pode ter ocorrido
em virtude da proliferação de outra cianobactéria, a Pseudanabaena moniliformis.
22
0,0
2000,0
4000,0
6000,0
8000,0
10000,0
12000,0
14000,0
16000,0
Pto 1 Pto 3 Pto 7 Pto 10
Densidade em ind/ml
Fito total
Cianobactérias
Outros
0,0
5000,0
10000,0
15000,0
20000,0
25000,0
j
u
l
/
0
6
a
g
o
/
0
6
s
e
t
/
0
6
o
u
t
/
0
6
n
o
v
/
0
6
d
e
z
/
0
6
j
a
n
/
0
7
f
e
v
/
0
7
m
a
r
/
0
7
a
b
r
/
0
7
m
a
i
/
0
7
j
u
n
/
0
7
j
u
l
/
0
7
Densidades em ind/ml
Fito total
Cianobactérias
Outros
0,00
2,00
4,00
6,00
8,00
10,00
12,00
14,00
16,00
18,00
20,00
Pto 1 Pto 3 Pto 7 Pto 10
Biovolume em mm
3
/L
Fito total
Cianobactérias
Outros
Limite máximo
cianobactérias
0,00
5,00
10,00
15,00
20,00
25,00
30,00
35,00
40,00
45,00
j
u
l
/
0
6
a
g
o
/
0
6
s
e
t
/
0
6
o
u
t
/
0
6
n
o
v
/
0
6
d
e
z
/
0
6
j
a
n
/
0
7
f
e
v
/
0
7
m
a
r
/
0
7
a
b
r
/
0
7
m
a
i
/
0
7
j
u
n
/
0
7
j
u
l
/
0
7
Biovolume em mm
3
/l
Fito total
Cianobactérias
Outros
Limite máximo
cianobactérias
Figura 9. Variação espacial (a e b) e temporal (c e d) das densidades e biovolumes do fitoplâncton. A linha
vermelha indica o valor máximo de cianobactérias (5 mm
3
/L), estabelecido pela resolução CONAMA 357/05
para águas doces de classe II.
Poucas espécies foram registradas na comunidade mesozooplanctônica durante o
período de estudo: duas espécies de copépodos calanóides (Notodiaptomus cearensis e
Argyrodiaptomus sp), uma espécie de copépodo cyclopoida (Thermocyclops sp), quatro
espécies de cladóceros (Diaphanosoma spinulosum, Daphnia gessneri, Ceriodaphnia cornuta
e Moina sp) e Ostracoda, que será considerado apenas em nível de classe. Os copepoditos
foram considerados um grupo único contendo os gêneros de calanóides registrados.
Em geral, o calanóide N. cearensis predominou na comunidade ao longo de todo o
reservatório durante o período em estudo, correspondendo em média a 48% da densidade
total e 72% da biomassa total do mesozooplâncton (anexo 9). Juntamente com N. cearensis,
o cladócero D. spinulosum também influenciou nas variações de densidade e biomassa do
mesozooplâncton. A análise espacial mostra um decréscimo nos níveis de densidade e
biomassa do mesozooplâncton em direção à barragem (Figuras 10a e 10b). Não foi
encontrado um padrão temporal de densidade ou biomassa para a comunidade. Foi observado
um pico em decorrência de dois aumentos consideráveis, um no mês de outubro, devido ao
aumento da densidade de N. cearensis e outro em seguida, no mês de novembro, em virtude
a
b
c
d
23
da proliferação de D. spinulosum (Figuras 10c e 10d) (ver densidades e biomassas em anexo
10).
0,00
5,00
10,00
15,00
20,00
25,00
30,00
35,00
Pto 1 Pto 3 Pto 7 Pto 10
Densidades em indivíduos/litro
Zoo total
N. cearensis
D. spinulosum
Copepoditos de
calanóides
Outros
0,00
5,00
10,00
15,00
20,00
25,00
30,00
35,00
40,00
45,00
j
u
l
/
0
6
a
g
o
/
0
6
s
e
t
/
0
6
o
u
t
/
0
6
n
o
v
/
0
6
d
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z
/
0
6
j
a
n
/
0
7
f
e
v
/
0
7
m
a
r
/
0
7
a
b
r
/
0
7
m
a
i
/
0
7
j
u
n
/
0
7
j
u
l
/
0
7
Densidades em indivíduos/litro
Zoo total
N. cearensis
D. spinulosum
Copepoditos de
calanóides
Outros
0
50
100
150
200
250
300
350
400
450
500
Pto 1 Pto 3 Pto 7 Pto 10
Biomassa em µg.peso seco/L
Zoo total
N. cearensis
D. spinulosum
Copepoditos de
calanóides
Outros
0,00
100,00
200,00
300,00
400,00
500,00
600,00
700,00
j
u
l
/
0
6
a
g
o
/
0
6
s
e
t
/
0
6
o
u
t
/
0
6
n
o
v
/
0
6
d
e
z
/
0
6
j
a
n
/
0
7
f
e
v
/
0
7
m
a
r
/
0
7
a
b
r
/
0
7
m
a
i
/
0
7
j
u
n
/
0
7
j
u
l
/
0
7
Biomassa em µg.peso seco/L
Zoo total
N .cearensis
D. spinulosum
Copepoditos de
calanóides
Outros
Figura 10. Variação espacial (a e b) e temporal (c e d) das densidades e biomassas do mesozooplâncton.
5.3 Análise estatística
Os resultados das análises de correlação e regressão linear mostram que tanto a
biomassa fitoplanctônica, medida pelas concentrações de clorofila a, como o biovolume das
cianobactérias estiveram mais fortemente relacionados com as concentrações de nitrogênio
total do que com as concentrações de fósforo total e com a razão N:P(figuras 11a, 11b, 11c,
12a, 12b, 12c). A transparência da água medida pela profundidade do disco de Secchi esteve
negativamente relacionada com as concentrações de clorofila a e as concentrações de sólidos
fixos e voláteis (figuras 11d, 11e e 11f). No entanto, a transparência da água esteve mais
fortemente relacionada com a biomassa fitoplanctônica do que com as demais fontes de
turbidez. Os resultados ainda mostram uma relação positiva significativa entre o biovolume
de cianobactérias e a biomassa zooplanctônica representada principalmente por copépodos
calanoidas do gênero Notodiaptomus (figuras 12d e 12e). Já com os cladóceros, os quais são
principalmente representados pela espécie Diaphanosoma spinulosum, a relação não foi
significativa (figura 12f).
a
b
c
d
24
Resultados de regressão múltipla, considerando o nitrogênio e o fósforo como
variáveis independentes, mostraram que a biomassa algal representada pela concentração de
clorofila pôde ser explicada, em parte, pelos dois nutrientes atuando sinergicamente (R
2
=
0,5740; p < 0,0000) (ver dados de regressão na tabela 1).
Tabela 1. Coeficientes de regressão (B), erro padrão dos coeficientes (EP), correlações parciais (CP) e níveis de
probabilidade (p) da análise de regressão múltipla utilizando a clorofila a como variável dependente e o P e N
como variáveis independentes.
N = 48 B EP CP p
Intercept 1,5936 0,3746 0,00011
P 0,3652 0,0807 0,5592 0,00004
N 0,8244 0,1420 0,6542 <0,00001
Quanto à transparência da água, a análise de regressão múltipla mostrou que a
atuação conjunta da clorofila, sólidos fixos e sólidos voláteis explicou 90% (R
2
= 0,9060; p <
0,0000) da turbidez da água do reservatório (ver dados de regressão na tabela 2).
Tabela 2. Coeficientes de regressão (B), erro padrão dos coeficientes (EP), correlações parciais (CP) e níveis de
probabilidade (p) da análise de regressão múltipla utilizando a transparência da água como variável dependente
e como variáveis independentes a clorofila a, os sólidos fixos (SF) e os sólidos voláteis (SV).
N = 43 B EP CP p
Intercept 1,1787 0,1168 <0,00001
Chl a -0,2956 0,0369 -0,7884 <0,00001
SF -0,0988 0,0149 -0,7271 <0,00001
SV -0,1409 0,0244 -0,6781 <0,00001
25
N vs. Chla
Chla = 2,8973 + 1,1789 * N
Correlation: r = ,64713
0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 1,4 1,6
N
2,6
2,8
3,0
3,2
3,4
3,6
3,8
4,0
4,2
4,4
4,6
4,8
Chla
95% confidence
P vs. Chla
Chla = 2,2325 + ,38580 * P
Correlation: r = ,46087
04 04 04 04 04 05 05 05 05 05 06
P
3,0
3,2
3,4
3,6
3,8
4,0
4,2
4,4
4,6
4,8
Chla
95% confidence
N:P vs. Chla
Chla = 4,1617 - ,1078 * N:P
Correlation: r = -,0653
3,0 3,2 3,4 3,6 3,8 4,0 4,2 4,4 4,6 4,8
N:P
1,5
2,0
2,5
3,0
3,5
4,0
4,5
5,0
Chla
95% confidence
Chl a vs. Secchi
Secchi = 1,4647 - ,4549 * Chla
Correlation: r = -,8251
1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0 4,5 5,0
Chl a
-1,0
-0,8
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
Secchi
95% confidence
SF vs. Secchi
Secchi = -,2113 - ,1332 * SF
Correlation: r = -,4789
-2 -1 0 1 2 3 4
SF
-1,0
-0,8
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
0,2
0,4
Secchi
95% confidence
SV vs. Secchi
Secchi = ,12097 - ,2128 * SV
Correlation: r = -,5230
-1,0 -0,5 0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0
SV
-1,0
-0,8
-0,6
-0,4
-0,2
0,0
0,2
0,4
0,6
Secchi
95% confidence
Figura 11. Regressões lineares simples entre clorofila e nutrientes: P total (a); N total (b); razão N:P (c); e entre secchi e clorofila (d), secchi e
sólidos fixos (e) e secchi e sólidos voláteis (f).
b
d
f
e
R
2
= 0,4129
p = 0,00000
n = 57
R
2
= 0,2124
p = 0,00005
n = 70
R
2
= 0,0042
p = 0,6170
n = 61
R
2
= 0,6807
p = 0,00000
n = 69
R
2
= 0,2293
p = 0,0002
n = 55
R
2
= 0,2734
p = 0,0000
n = 71
a c
26
N vs. Biov ciano
Biov ciano = ,49534 + 2,1805 * N
Correlation: r = ,56025
0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 1,4 1,6
N
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
3,5
4,0
4,5
5,0
Biov ciano
95% confidence
P vs. Biov ciano
Biov ciano = 1,5801 + ,21232 * P
Correlation: r = ,17742
3,6 3,8 4,0 4,2 4,4 4,6 4,8 5,0 5,2 5,4 5,6
P
1,6
1,8
2,0
2,2
2,4
2,6
2,8
3,0
3,2
3,4
3,6
3,8
Biov ciano
95% confidence
N:P vs. Biov ciano
Biov ciano = ,64737 + ,41205 * N:P
Correlation: r = ,17704
3,2 3,4 3,6 3,8 4,0 4,2 4,4 4,6 4,8
N:P
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
3,5
4,0
Biov ciano
95% confidence
Biov ciano vs. Biomzoo
Biomzoo = 2,0016 + ,92029 * Biov ciano
Correlation: r = ,51629
0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0 4,5 5,0
Biov ciano
0
1
2
3
4
5
6
7
8
Biomzoo
95% confidence
Biov ciano vs. Biom N.cearensis + copep
Biom N.cearensis + copep = 2,0211 + ,80966 * Biov ciano
Correlation: r = ,51421
0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0 4,5 5,0
Biov ciano
0
1
2
3
4
5
6
7
8
Biom N.cearensis + copep
95% confidence
Biov ciano vs. Biom D.spinulosum
Biom D.spinulosum = 2,8946 - ,3732 * Biov ciano
Correlation: r = -,2505
-2 -1 0 1 2 3 4 5
Biov ciano
-1
0
1
2
3
4
5
6
7
Biom D.spinulosum
95% confidence
Figura 12. Regressões lineares simples entre biovolume de cianobactérias e nutrientes: N total(a); P total (b); razão N:P(c); e entre biovolume
de cianobactérias e zooplâncton: zooplâncton total (d); Notodiaptomus + copepoditos de calanoidas (e); Diaphanosoma (f).
R
2
= 0,3138
p = 0,0193
n = 17
R
2
= 0, 0314
p = 0, 375
n = 27
R
2
= 0, 1254
p = 0, 1493
n = 18
R
2
= 0, 2665
p = 0, 0082
n = 25
R
2
= 0, 2644
p = 0, 0101
n = 24
R
2
= 0, 0627
p = 0, 2377
n = 24
a b c
d
e
f
27
5.4 Modelo de capacidade de carga
De acordo com os resultados das análises de nutrientes, a média das concentrações
de fósforo total na água no reservatório foi de 106,5 µg/L (± 32 µg/L), muito acima do limite
estabelecido pela resolução CONAMA 357/05 para águas doces de Classe II. Assim,
estimou-se, com base no modelo de Dillon & Rigler (1974), apresentado na seção 4.3, a carga
máxima de fósforo que pode ser lançada no reservatório visando manter a concentração
máxima de P total permitida pela resolução, de 30,0 µg/L.
Considerando [P] final = 0,030 mg/L, foi calculada a carga externa máxima de P (L)
que pode ser lançada no reservatório. Foram utilizados como parâmetros do modelo a média
das profundidades médias (z) do reservatório, 11,86m, a descarga ou fração do volume
perdido à jusante (p) que em média é de 0,22 por ano (ver dados na tabela 3), e o coeficiente
de retenção do fósforo (R), que em reservatórios com tempo de residência acima de 100 dias
é cerca de 0,80 (Straskraba, 1996). Substituindo os valores na equação do modelo, [P] = L(1-
R) / zp, encontrou-se a carga de fósforo total L = 0,3914 g/m
2
/ano. Multiplicando este valor
pela área média do reservatório, 161.572.017,78 m
2
, temos que a carga máxima de P
permissível é de 63,2 toneladas P/ano.
Foi calculada a carga de fósforo que entra no reservatório ARG anualmente
proveniente da Paraíba, utilizando-se as vazões médias mensais (figura 13), registradas no
posto fluviométrico da ANA, em Jardim de Piranhas, localizado na divisa do Rio Grande do
Norte com a Paraíba. Para cada mês, a respectiva vazão foi multiplicada pela média mensal
das concentrações de fósforo dos pontos 1 e 2, a montante do reservatório (tabela 4). A
média anual revelou uma entrada de 324 toneladas de P/ano no reservatório. No entanto, esta
carga ainda pode estar subestimada, pois, por falta de dados, não foram consideradas outras
fontes de contribuição dos tributários do Rio Piranhas entre o posto de Jardim de Piranhas e o
reservatório ARG.
Tabela 3. Valores médios, mínimos e máximos e desvios-padrão de algumas variáveis morfométricas e
hidrológicas do reservatório Eng. Armando Ribeiro Gonçalves (1985 – 2007). Vaz. Lib. = vazão liberada. Z =
profundidade em metros. p* = fração do volume perdido à jusante (vazão liberada (m
3
/ano)/ volume).
Cota
(m)
Area (m
2
) Volume (m
3
)
Vaz. Lib.
(m
3
/s)
Vaz. Lib.
(m
3
/ano)
p* Z (m)
Média
52,03 161.572.017,78 1.933.649.902,86 13,72 432.803.298,5 0,22 11,86
Mínimo
45,25 101.367.206,26 1.022.313.000,00 12,0 378.432.000 0,14 10,02
Máximo
55,0 235.823.267,00 3.149.551.724,14 14,3 450.964.800 0,37 13,43
DP
2,68 27.324.211,45 420.695.672,4 0,34 10.681.763,52 0,04 0,71
Fonte: Serhid (adaptado).
28
21.7
66.5
155.5
253.8
133.6
24.0
10.0
7.0
6.2 6.1
6.3
7.5
0
15
30
45
60
75
90
105
120
135
150
165
180
195
210
225
240
255
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12
meses
Figura 13. Hidrograma das vazões médias mensais na seção do Posto Jardim de Piranhas.
Fonte: Moura, E. M. (2007).
Tabela 4. Médias mensais das concentrações de P dos pontos 1 e 2, vazões mensais e cargas de P mensais.
jul/06 ago/06 set/06 out/06 nov/06 dez/06 jan/07 mar/07 abr/07 mai/07 jun/07
média P
mg/m
3
Pontos 1 e 2
91,1 61,8 170,5 219,7 234,7 99,7 97,7 201,3 216,3 124,7 86,3
Vazão
mensal m
3
/s 10,0 7,0 6,2 6,1 6,3 7,5 21,7 155,5 253,8 133,6 24,0
Carga mg/s
(P x vazão) 911,3 432,3 1057,1 1339,9 1478,4 747,8 2120,1 31307,6 54904,6 16655,2 2071,9
6. Discussão
6.1 Estado trófico e fatores limitantes do crescimento fitoplanctônico
Nossos resultados mostraram que a concentração média de fósforo total 106,5µg/L
(± 32 µg/L) excedeu não apenas a concentração crítica de 30 µg/l definida pela resolução
CONAMA 357/05 para águas doces de Classe II, mas também a concentração de 25 µg/l,
geralmente usada para definir as condições eutróficas de lagos de regiões temperadas
(Vollenweider 1968) e ainda o valor sugerido por Thornton (1987b) e Thornton & Rast
Vazão (m
3
/s)
29
(1993), de 50-60
µg/l, como um limite mais apropriado que caracterizasse as condições
eutróficas de açudes em zonas semi-áridas. Segundo Rast et al. (1989), tais zonas poderiam
tolerar concentrações mais altas de nutrientes antes de assumir as características comuns de
eutrofização.
De acordo com esses estudos, nossos resultados de fósforo mostraram um elevado
grau de eutrofização no reservatório Armando Ribeiro Gonçalves e estudos anteriores
realizados no mesmo reservatório já haviam constatado o estado eutrofizado deste ambiente
(Costa 2003; Eskinazi-Sant’Anna et al. 2006), o qual apresentava os tradicionais sintomas de
eutrofização, tais como: elevadas concentrações de nutrientes, alta turbidez da água, aumento
da biomassa algal e ocorrência freqüente de florações de cianobactérias.
A diminuição gradativa das concentrações de fósforo em direção à barragem (de
152,3 para 80,5 µg/l) poderia ser explicada pela sedimentação desse nutriente ao longo do
reservatório. Apesar de ser um ambiente exposto à ação dos ventos, com ocorrência de
desestratificações contínuas (Costa 2003), o que poderia contribuir para promover a
circulação da água e uma possível resuspensão dos nutrientes juntamente com o sedimento
(Esteves 1988), o ambiente torna-se relativamente profundo em direção à barragem, variando
de 20 a 27m do ponto 5 ao 10, o que pode dificultar a mistura em toda a coluna d’água. Além
disso, estudos anteriores mostram que algumas condições encontradas no reservatório
corroboram para a hipótese de sedimentação do fósforo, como elevadas concentrações de
ferro (Eskinazi-Sant’Anna et al. 2006) e condição oxidada, com oxigênio dissolvido variando
de 5,8 a 8,2mg/L (Costa 2003), condição essa que favorece a precipitação do ferro, o qual
adsorve o fosfato em sua superfície precipitando-o no sedimento (Esteves 1988).
Apesar de muitos estudos mostrarem uma relação clara entre aumentos de
concentração de fósforo seguido de aumento de produção algal (Vollenweider & Kerekes
1982; Starling et al. 2002; Barnett & Beisner 2007), nossos resultados mostraram uma fraca
relação entre fósforo e biomassa algal e praticamente nenhuma relação entre biovolume de
cianobactérias e fósforo. Alguns fatores poderiam explicar tal resultado aparentemente
contraditório.
Smith (1998) sugere que uma concentração de fósforo total da água > 100mg m
-3
,
como é o caso do reservatório ARG, tende a desacelerar a produção algal. Segundo este
autor, este platô poderia ser reflexo de uma limitação potencial por luz em níveis muito altos
de biomassa algal.
Por outro lado, o nitrogênio parece ter tido uma influência mais forte que o fósforo
para a determinação da biomassa algal, e tal resultado pôde ser constatado tanto com a
30
clorofila quanto com o biovolume de cianobactérias, o que poderia sugerir uma possível
limitação por nitrogênio.
O nitrogênio tem sido apontado como um importante nutriente limitante ao
crescimento de algas planctônicas em ecossistemas lacustres tropicais (Lewis 2000; Trevisan
& Forsberg 2007) por haver uma maior perda interna de nitrogênio em temperaturas mais
elevadas. Thornton & Rast (1993) também encontraram limitação por nitrogênio em lagos de
zonas semi-áridas. Segundo Huszar et al. (2006), uma possível limitação por nitrogênio
sugere que sistemas tropicais tenham uma relação mais fraca entre fósforo total e clorofila
que sistemas temperados e uma relação mais forte entre clorofila e nitrogênio total, relações
semelhantes às observadas em nossos resultados.
No entanto, essa aparente limitação por nitrogênio deixa de ser evidenciada nos
resultados da análise de regressão múltipla, que considera ambos os nutrientes importantes
limitantes da biomassa algal. De fato, Elser et al. (2007) mostraram claramente em
experimentos com enriquecimento de nutrientes que tanto a adição de N como de P
aumentaram a produção autotrófica, mas que o aumento simultâneo de ambos os nutrientes
elevou muito mais os níveis de produção.
Uma possível limitação por nitrogênio também não condiz com os resultados de razão N:P
encontrados em nossas análises. De acordo com Redfield (1958), as algas, sob boas
condições de crescimento, possuem razões atômicas relativamente definidas em sua
composição em cerca de 15 a 16:1 e Sakamoto (1966) sugeriu que a produção de fitoplâncton
seria dependente dessa razão. Assim, se a razão N:P de sistemas naturais fosse maior que a de
Redfield, o crescimento ou a biomassa algal seria limitada por fósforo. Quando a razão fosse
menor, o N seria limitante. Nossos resultados mostraram que o valor anual médio da razão
atômica N:P foi de 53,52 (± 17,80), esta variando de 32,7 a 70,5 no sentido longitudinal do
reservatório. Desta forma, segundo Redfield (1958) e Sakamoto (1966), o fósforo deveria ser
considerado nutriente limitante no reservatório em estudo.
Estudos mostram que as cianobactérias tendem a dominar sob baixas razões N:P, em
torno de 15:1 (Schindler 1977; Tilman et al. 1986; Ulrich Sommer 1999; Havens et al. 2003).
Segundo tais estudos não poderia haver dominância por cianobactérias sob razões tão
elevadas quanto as que foram encontradas em nossos resultados. Em condições de baixa
razão N:P, a dominância por cianobactérias ocorre pela capacidade que muitas espécies
possuem de fixar nitrogênio atmosférico, através dos heterócitos, quando as concentrações de
nitrato e amônia se tornam baixas. No entanto as cianobactérias também possuem vários
outros mecanismos de adaptação para sobrevivência, os quais lhes conferem vantagens
31
competitivas, tornando-as dominantes e persistentes em corpos d’água de diferentes estados
tróficos. Dentre essas adaptações está a habilidade de armazenar fósforo (polifosfatos),
tornando-as capazes de se reproduzir por quatro gerações quando o fósforo torna-se limitante.
Além disso, as cianobactérias possuem capacidade de manterem-se por longos períodos no
escuro, sob condições anaeróbicas, e ainda assim mantendo sua capacidade fotossintética;
produzem esporos de resistência (acinetos), que permitem sua sobrevivência em condições
adversas; formam aerótopos (pseudo-vacúolos ou vesículas de gás), que possibilitam sua
flutuação na coluna d’água, otimizando as condições de luz e nutrientes necessários para o
seu crescimento (Wolk 1965, 1973).
Segundo Schindler (1977), a razão N:P têm influência sobre a estrutura da
comunidade fitoplanctônica de um ambiente, sendo dominada por cianobactérias sob
condições de baixa razão N:P. Sua hipótese da razão N:P foi testada primeiramente por Smith
(1983), que concluiu que cianobactérias tendiam a dominar em lagos com TN:TP menor que
29:1. Mais tarde, Smith (1985) concluiu que uma razão de 22:1 seria o limite mais adequado
para separar lagos com dominância por cianobactérias fixadoras de nitrogênio de lagos com
baixa ocorrência dessas algas (Smith 1985; Smith et al. 1995). Trabalhos de revisão reúnem
numerosos autores que apóiam a hipótese de Schindler (Smith & Bennett 1999, Bulgakov &
Levich 1999).
Entretanto, as razões de Redfield são aproximações e não devem ser
necessariamente aplicadas universalmente (Correll 1998). Por outro lado, devido às elevadas
concentrações de nutrientes na água, é possível que nenhum deles, nitrogênio ou fósforo,
tenha sido limitante durante o período estudado. De acordo com Reynolds (1999) Quando o
suprimento de cada recurso excede a demanda, a razão torna-se irrelevante para a seleção de
espécies. Todas as espécies irão se desenvolver se o ambiente estiver favorável às suas
adaptações de resposta à variabilidade do habitat quanto à composição de nutrientes,
temperatura, turbidez, entre outras variáveis.
Reynolds (1999) questiona como a razão N:P poderia influenciar o crescimento algal
quando nenhum dos elementos for limitante. Ou seja, quando as concentrações dos nutrientes
forem altas o suficiente para saturar as taxas de crescimento sem que os mesmos tenham se
tornado limitantes. A competição por nutrientes ocorre, por definição, sempre que o consumo
de nutrientes pelos organismos leva a taxas reprodutivas limitadas por nutrientes, de forma
que não existe competição por nutrientes sem limitação pelos mesmos (Sommer 1999). Smith
& Bennett (1999) abordam vários trabalhos cujos resultados não são consistentes com a
hipótese da razão N:P. Nossos resultados mostram dominância por cianobactérias sob altas
32
razões N:P, o que sugere que outros fatores tenham favorecido sua dominância em relação a
outros grupos de algas, e não a limitação por nitrogênio.
Estudos realizados por Costa (1996, 1999) e Costa et al. (1998, 2001a), constataram
uma freqüente, contínua e crescente dominância de cianobactérias potencialmente tóxicas no
reservatório Armando Ribeiro Gonçalves
. Resultados semelhantes foram encontrados por
Bouvy el al. (2000) em reservatórios do nordeste brasileiro. Estes autores estudaram 39
reservatórios da região nordeste do Brasil e encontraram dominância por cianobactérias
representando cerca de 63,5% em termos de abundância e biomassa. A cianobactéria
Cylindrospermopsis representou 42,6% da densidade algal total. Dos 39 reservatórios
estudados, o gênero Cylindrospermopsis representou mais de 50% da densidade algal em 17
deles e mais de 90% em 6 reservatórios. A razão N:P encontrada por Bouvy et al. (2000) foi
em média de 104,7:1, bem acima de 29:1 estipulado por Smith (1983) ou de 22:1 por Smith
et al. (1995) como limite acima do qual os lagos teriam baixa ocorrência de cianobactérias
fixadoras de nitrogênio.
Embora possa fixar nitrogênio, o gênero Cylindrospermopsis geralmente não produz
heterócitos e possui adaptações que permitem seu crescimento sob pouca luz (St. Amand
2002; Havens et al. 2003). Sua dominância no reservatório em estudo, portanto, não estaria
relacionada à limitação por nitrogênio, como os resultados mostram, até porque as
concentrações de nitrogênio permanecem praticamente constantes ao longo de todo o
reservatório.
Realizando experimentos em mesocosmos, Levine & Schindler (1999) encontraram
que a biomassa de cianobactérias não-heterocitadas foi positivamente correlacionada com a
razão TN:TP, e sugeriram que outros fatores além da razão N:P afetam o crescimento de
cianobactérias, tais como alta temperatura (>21°C) e baixa disponibilidade de luz. Devido à
elevada temperatura característica do semi-árido brasileiro, as cianobactérias encontram
freqüentemente temperatura ótima para o seu crescimento em reservatórios dessa região
(Costa 2003).
Nossos resultados mostraram elevada turbidez na água do reservatório, durante todo
o período de estudo, com valores da transparência variando de 0,7 a 1m, em média, no
sentido montante-jusante. Os reservatórios estudados por Bouvy et al. (2000) no nordeste do
Brasil também eram muito túrbidos, com profundidade de Secchi sempre menor que 1m.
Segundo Thornton & Rast (1989), a transparência da água em lagos de regiões semi-
áridas deveria ser menor quando comparada a de outras regiões, pois no semi-árido ocorre
maior concentração de sedimentos em suspensão. Isso ocorre porque as áreas de drenagem de
33
regiões semi-áridas compreendem solos pobres em matéria orgânica, extremamente
susceptíveis à erosão (Lal 1985), promovendo grandes cargas de material em suspensão
carreados pelos rios e a ocorrência de corpos d’água túrbidos (Davies & Walmsley 1985).
Apesar da grande disponibilidade de nutrientes, a presença de material suspenso restringe a
profundidade de penetração da luz e assim a percentagem da coluna d’água que permite o
crescimento algal.
No presente estudo, a presença de sólidos suspensos pode ter influenciado no
desenvolvimento do fitoplâncton. Segundo Jones & Knowlton (1993), a presença de sólidos
fixos pode reduzir fortemente a quantidade de biomassa algal produzida a uma dada
concentração de fósforo devido aos efeitos na limitação por luz na coluna d’água. No entanto,
embora nossa análise de regressão múltipla tenha revelado que cerca de 91% da turbidez da
água do reservatório seja explicada pela atuação conjunta de biomassa algal e sólidos
suspensos, a influência apenas dos sólidos fixos ou voláteis foi muito baixa na determinação
da transparência da água, sendo a biomassa algal a principal determinante da turbidez.
Portanto, a ocorrência de elevada turbidez em lagos do semi-árido pode não ser conseqüência
apenas dos sedimentos suspensos, mas da própria produção fitoplanctônica gerada nesses
ambientes, o que promove o auto-sombreamento. De fato, as cianobactérias fixadoras de
nitrogênio necessitam de elevada energia/irradiância para realizar essa atividade e precisam
manter suas populações próximas à superfície da água, o que causa sombreamento,
principalmente quando suas densidades se tornam muito elevadas (Havens et al. 2003).
O decréscimo nos níveis de densidade e biomassa do mesozooplâncton em direção à
barragem pode ter ocorrido em virtude do aumento da dominância de cianobactérias
impalatáveis no reservatório. Algumas espécies são impalatáveis para muitos organismos
zooplanctônicos devido ao grande tamanho da colônia que formam, seus efeitos tóxicos e
baixo valor nutricional (Boon et al. 1994). Eskinazi-Sant’Anna et al. (2006) já haviam
observado a dominância por tais cianobactérias no fitoplâncton e os mesmos autores
revelaram ainda que o zooplâncton do reservatório em estudo é dominado principalmente por
rotíferos, em termos de densidade, os quais se alimentam filtrando partículas suspensas na
água e são ineficientes na captura das cianobactérias, o que torna as condições ainda mais
propícias para o crescimento desses organismos fitoplanctônicos.
Por outro lado, o zooplâncton pode ter sido influenciado pela diminuição do
fitoplâncton, por conseqüência de uma provável limitação por luz, o que teria causado uma
redução na sua densidade e biomassa pela diminuição de recursos. Embora algumas
cianobactérias sejam impalatáveis para o zooplâncton como foi observado anteriormente,
34
todos os grupos de zooplâncton podem cortar filamentos de Cylindrospermopsis, apesar de
sua toxicidade e apenas os copépodos podem ingerir suas pequenas partes (Bouvy & Molica
1999).
Outra explicação para a diminuição da densidade e biomassa do zooplâncton em
direção à barragem pode ser devido à morfometria do reservatório. De acordo com Marzolf
(1990), o gradiente longitudinal nos reservatórios apresenta uma ordem de recursos
particulados, a qual é responsável, em grande parte e na maior parte do tempo, pela variação
na densidade populacional e composição de espécies do zooplâncton. De acordo com o
mesmo autor, a densidade de zooplâncton é máxima na região de transição ao longo do eixo
longitudinal dos reservatórios. Bonecker et al. (2007), estudando a análise espacial do
zooplâncton em reservatórios tropicais também encontraram uma maior biomassa de
zooplâncton na região transicional.
Nossos resultados de densidade e biomassa do zooplâncton total mostram que as
maiores concentrações foram observadas na região fluvial com decréscimo ao longo do
reservatório até a barragem. No entanto, houve um pico de Diaphanosoma. spinulosum, tanto
em densidade quanto em biomassa, no ponto 3 da região de transição. Esse aumento dos
cladóceros poderia ser explicado por um decréscimo observado nas densidades de
fitoplâncton total, principalmente das cianobactérias. Estudos têm encontrado que a
alimentação e o crescimento de grandes cladóceros podem ser inibidos quando as
cianobactérias prevalecem (Lampert 1981, Elser & Goldman 1990, Gliwicz 1990).
Segundo Sampaio et al. (2002), filamentos e colônias de cianobactérias reduzem a
eficiência alimentar de grandes cladóceros por causarem obstrução do aparato de filtração
desse grupo de zooplâncton. Apesar disso, nossos resultados mostraram que no mês de
novembro nos pontos 7 e 10 houve dominância, em termos de densidade, por cladóceros (D.
spinulosum) na comunidade zooplanctônica simultaneamente com a dominância por
Cylindrospermopsis na comunidade fitoplanctônica. Por outro lado, também foi observada
codominância do zooplâncton pelo calanóide N. cearensis nesses pontos.
Dentre as poucas espécies representantes do mesozooplâncton do reservatório, o
calanóide N. cearensis dominou em praticamente todo o período de seca em todo o
reservatório. Nesse período, o fitoplâncton foi dominado por 6 espécies diferentes. No
período chuvoso, o N. cearensis não dominou no ponto 1, sendo substituído por ostracodas,
D. spinulosum e copepoditos. A cianobactéria Cylindrospermopsis também não dominou em
biovolume no ponto 1 no período chuvoso, dando lugar à Navicula sp., Planktothrix
35
planktonica e Gloeocapsa sp, mas voltou a ser dominante nos pontos 7 e 10, onde houve
dominância por N. cearensis e também por ostracodas.
Nossos resultados mostram que em geral, a estrutura da comunidade zooplanctônica
parece ser influenciada mais pela variação espacial das cianobactérias do que o contrário, o
que foi também observado por Barnett & Beisner (2007).
Estes autores sugerem que uma
elevada concentração de fósforo e dominância por cianobactérias contribuem para um
declínio da diversidade funcional do zooplâncton e afirmam que o conhecimento de tais
variáveis ajudaria a compreender como a estrutura e a função das comunidades de herbívoros
responderia às mudanças ambientais induzidas antropogenicamente (ex. mudança climática,
eutrofização), as quais poderiam alterar a distribuição e tipo de recursos alimentares
fitoplanctônicos nos lagos.
6.2 Modelo de capacidade de carga
Com base nos resultados de concentração média de P registrada no presente estudo, na
carga máxima permitida e na carga de P que entra anualmente, poderia ser considerada
inviável a implantação de qualquer atividade que acarretasse num incremento de nutrientes na
água, o que agravaria o processo de eutrofização. No entanto, deve ser considerado que a
piscicultura intensiva em tanques-rede é um uso legítimo das águas do açude e é uma
atividade que poderá trazer benefícios sócio-econômicos para a região. Assim, considerando
que a ANA (Agência Nacional de Águas) concede a outorga para empreendimento de
piscicultura utilizando um critério de variação das concentrações de P na água de 5µg/L
(Renata Vasconcellos, Divisão de Outorgas da ANA, comunicação pessoal), foi calculada a
quantidade de peixes que poderia ser produzida no reservatório, assumindo que um aumento
na concentração média anual de fósforo total de 5 µg/l, oriundo da piscicultura, não trará
maiores agravos à qualidade do ambiente.
Considerando ∆P = 5 µg P l
-1
, foi calculada a carga externa de P proveniente da
piscicultura (L), através do modelo de Dillon & Rigler, utilizando os mesmos valores de z, p,
e R apresentados na seção 5.4.
Aplicando-se esses valores na fórmula L = ∆[P] zp/ (1 – R),
sendo L expresso em g/m²/ano, e multiplicando o valor de L pela área média do reservatório,
161.572.017,78 m
2
, temos que a carga máxima de P permissível oriunda da atividade de
piscicultura é de 10 539 kg ano
-1
.
Com base nesta carga máxima de P, estimou-se a quantidade de peixes que poderia
ser produzida no reservatório sem elevar a concentração média anual de P total além de 5 µg
36
Pl
-1
. Esta quantidade de peixes dependerá da quantidade de P presente na ração utilizada,
assim como no organismo da espécie a ser cultivada, e depende ainda da taxa de conversão
alimentar da espécie e do tipo de manejo do cultivo.
Segundo Dantas & Attayde (2007), em média, 0,9% do peso úmido da tilápia é
constituído por fósforo. Assim, uma tonelada de tilápias possui aproximadamente 9,0 kg de
P. Utilizando-se uma ração com um conteúdo de fósforo de 1% , que é a porcentagem
geralmente encontrada nas rações comerciais utilizadas nos cultivos, e assumindo a taxa de
conversão alimentar de 1,5:1,0, a produção de uma tonelada de tilápias consumiria uma
tonelada e meia de ração, que corresponde a uma entrada de 15kg de P no sistema de cultivo.
Como 9kg dos 15 kg entram na constituição dos peixes, restam 6 kg no ambiente. Sendo a
carga máxima permitida de P liberado no ambiente em decorrência da piscicultura de 10 539
kg ano
-1
, dividindo-se este valor por 6kg, obtém-se quantas toneladas de tilápias podem ser
produzidas, ou seja, 1 756,6 toneladas /ano. Um estudo preliminar realizado no mesmo
reservatório por Araújo (2006) revelou uma produção máxima de 2.095,86 ton de peixes /ano
para um incremento de 5 µg/l nas concentrações de P.
Com um possível estabelecimento de um programa de redução das concentrações de
fósforo do reservatório para níveis inferiores ou iguais a 30,0 µg/L (Resolução CONAMA
357/05 para águas doces de Classe II), os sintomas da eutrofização do reservatório tenderão a
diminuir. Conseqüentemente ocorrerá uma melhora da qualidade da água do reservatório,
possibilitando aumentar a produção de pescado. No, entanto, em se tratando de um ambiente
onde já foi observada a presença de cianobactérias potencialmente tóxicas, sugere-se a
realização de testes de toxicidade nos peixes produzidos, antes que os mesmos sejam
destinados ao consumo.
O processo de eutrofização é reversível através de manejos que visam reduzir as
cargas de fósforo e nitrogênio nas águas superficiais (Sas 1989). Segundo este autor, muitos
reservatórios têm apresentado melhora na qualidade da água através da redução da entrada de
P, que é a principal forma usada para o controle da eutrofização (Carpenter et al. 1999).
Como as cargas de fósforo que entram no reservatório ARG são provenientes de fontes
pontuais e difusas, além de uma redução da entrada das cargas oriundas das atividades do
entorno da bacia hidrográfica, deve ser realizada um monitoramento anual das concentrações
de nutrientes até que se verifique a redução da eutrofização do reservatório. Para isso torna-
se necessário a aplicação conjunta de vários métodos de recuperação da qualidade da água.
Guerrant et al. (1996) sintetizaram as principais soluções para a recuperação de
corpos d’água, algumas das quais sugerimos para a recuperação da qualidade da água do
37
reservatório Armando Ribeiro Gonçalves: proteção das bacia hidrográfica (com
reflorestamento da mata ciliar, para aumentar a capacidade de retenção dos sedimentos e
nutrientes), tratamento de esgotos e de águas residuárias industriais, tratamento e disposição
dos resíduos sólidos (lixo doméstico, industrial), e controle da poluição difusa (através do
gerenciamento e adequação da aplicação de fertilizantes, pesticidas e herbicidas na bacia
hidrográfica, a fim de diminuir fontes não pontuais de nutrientes e poluentes).
Embora uma redução da carga externa de nutrientes possa levar a uma diminuição
da concentração do fósforo dentro do lago, deve-se levar em consideração que uma redução
na entrada de P irá causar aumento da liberação do P do sedimento, principalmente sob
condições de hipoxia (S
ǿndergaard et al. 2002). Além disso, a concentração de nutrientes na
água é influenciada pela ciclagem de nutrientes realizada por zooplâncton e peixes através da
excreção (Vanni 2002, Attayde & Hansson 1999) e é influenciada também pela liberação de
nutrientes através do revolvimento do sedimento por certos peixes ou pela ressuspensão do
sedimento devido à turbulência da água. Portanto, inicialmente, uma redução das cargas
externas de nutrientes poderá não ser evidente e as concentrações atuais poderão permanecer
inalteradas durante algum tempo até que o estoque de fósforo seja gradualmente diminuído.
38
7. Conclusões
Embora a biomassa algal tenha respondido melhor às concentrações de N em relação
ao P e o fitoplâncton do reservatório ter sido dominado por cianobactérias, o que indicaria
limitação por nitrogênio, as elevadas razões N:P encontradas indicam limitação por fósforo.
Por outro lado, a baixa transparência da água, a forte relação entre biomassa algal e
turbidez, e as elevadas concentrações encontradas para ambos os nutrientes são fatores que
parecem sugerir que uma limitação por disponibilidade de luz seria mais coerente do que uma
limitação pela disponibilidade de nutrientes no reservatório em estudo.
A variação espacial das cianobactérias parece influenciar a estrutura da comunidade
zooplanctônica ao longo do reservatório. Estudos posteriores poderão mostrar se os efeitos
gerados pela eutrofização também atingem a estrutura da comunidade de outros níveis
tróficos da rede alimentar do reservatório.
Os resultados de capacidade de carga mostram uma necessidade urgente de projetos
de manejo e recuperação da qualidade da água do reservatório, com redução das entradas de
fósforo, visando diminuir as concentrações atuais deste nutriente, possibilitando um melhor
aproveitamento do uso da água deste ambiente, através da implantação da piscicultura
intensiva, de forma sustentável, sem prejuízos para as demais finalidades a que se destina a
água do reservatório, principalmente o abastecimento público.
39
8. Referências
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46
Anexo 1
Vazões máximas disponíveis para o Sistema Curema-Açu.
TRECHO FINALIDADE
Vazão máx.
disponível
m
3
/s
TRECHO FINALIDADE
Vazão máx.
disponível
m
3
/s
Curema
(N° 1)
Abastecimento
difuso
0,010
Rio
Piranhas –
RN
(N° 4)
Abastecimento
difuso
0,115
adutoras 0,099 adutoras 0,155
Irrigação
difusa
0,096 Irrigação difusa 1,214
Irrigação em
perímetros
1,875
Irrigação em
perímetros
0,000
Indústria 0,000 Indústria 0,005
Piscicultura 0,013 Piscicultura 0,010
carcinicultura 0,000 Carcinicultura 0,000
Total trecho 1 2,093
Turismo e lazer 0,001
Total trecho 4 1,500
Rio Piancó
(N° 2)
Abastecimento
difuso
0,024
Armando
Ribeiro
Gonçalves
(N° 5)
Abastecimento
difuso
0,149
adutoras 0,717 adutoras 0,328
Irrigação
difusa
0,900 Irrigação difusa 0,066
Irrigação em
perímetros
0,500
Irrigação em
perímetros
0,920
Indústria 0,000 Indústria 0,002
Piscicultura 0,020 Piscicultura 0,010
Carcinicultura 0,000 carcinicultura 0,000
Total trecho 2 2,161 Total trecho 5 1,475
Rio Piranhas-
PB
(N° 3)
Abastecimento
difuso
0,024
Rio Açu
(N° 6)
Abastecimento
difuso
0,360
adutoras 0,254 adutoras 0,708
Irrigação
difusa
1,839
Irrigação difusa
atual
2,000
Irrigação em
perímetros
0,000
Irrigação em
perímetros
6,523
Indústria 0,004 Indústria 0,250
Piscicultura 0,025 Piscicultura 0,298
Carcinicultura 0,000 carcinicultura 4,400
Total trecho 3 2,146
Perenizacao
Piató/Panon
1,336
TOTAL PB 6 400
Canal do
Pataxó
(abastecimento)
0,050
Canal do
Pataxó
(irrigação
difusa)
1,000
Ecológica - foz 1,000
Total trecho 6 17,925
TOTAL RN 20, 900
TOTAL SISTEMA CUREMA-AÇU 27, 300
Fonte: ANA (2004).
47
Anexo 2
Coordenadas dos pontos de coleta.
Ponto de coleta Coordenada S Coordenada O
Ponto 1 06 01’7,59’’ 37° 01’1.82’’
Ponto 2 05° 59’9.16’’ 37° 00’ 1.31’’
Ponto 3 05° 57’9.85’’ 36° 58’9.29’’
Ponto 4 05° 55’9.32’’ 36° 58’0.49’’
Ponto 5 05° 53’6.77’’ 36° 57’5.54’’
Ponto 6 05° 51’7.33’’ 36° 56’5.19’’
Ponto 7 05° 48’0.84’’ 36° 55’3.52’’
Ponto 8 05° 45’8.34’’ 36° 54’9.66’’
Ponto 9 05° 43’7.53’’ 36° 54’3.28’’
Ponto 10 05° 40’1.75’’ 36° 52’6.46’’
Equações de regressão peso seco x comprimento para cálculo de biomassa de zooplâncton.
Espécie/gênero/grupo Equação Fonte
Notodiaptomus cearensis
DW = 11,0. L
2,9
(µg, mm)
(Saint-Jean unpubl. Data)
retirado de Bouvy et al. 2001
Cyclopóides adultos
(incluindo fêmeas com ovos)
DW = 4,9.10
-8
. L
2,75
(µg, µm) (H.J.Dumont et al. 1975)
Copepoditos
DW = 1,10.10
-5
.L
1,89
(µg, µm) (H.J.Dumont et al. 1975)
Daphnia spp.
DW = 6. L
3,62
(µg, mm) (Pinto-Coelho 1991)
Diaphanosoma spp.
DW = 6,95.L
2,07
(µg, mm) (Pinto-Coelho 1991)
Moina micrura
DW = 9. L
2,76
(µg, mm) (Saint-Jean & Bonou 1994)
Ceriodaphnia cornuta
DW = 12,97. L 3,34 (µg, mm) (Bottrel et al. 1976)
48
Anexo 3
Valores mensais médios para cada variável estudada. P = fósfoto total; N = nitrogênio total; ST = sólidos totais; SF = sólidos fixos; SV = sólidos voláteis; Prof. = profundidade
média; Chl a = clorofila a ; Dens = densidade; biom = biomassa; biov = biovolume.
jul/06 ago/06 set/06 out/06 nov/06 dez/06 jan/07 mar/07 abr/07 mai/07 jul/07 Média DP
P (µg/l)
87,6 54,3 125,3 153,5 142,3 90,5 71,2 138,0 118,0 104,3 87,0
106,6
31,53
N (mg/l)
2,14 1,93 1,56 2,35 2,99 2,34 2,54 2,24 2,35 2,97 2,76
2,38
0,43
N:P atômica
53,90 78,63 27,54 33,84 45,88 57,15 78,74 35,85 44,09 63,07 70,06
53,52
17,80
Secchi (m)
1,0 1,0 0,7 0,7 0,7 1,1 0,9 0,7 0,7 0,8 0,8
0,82
0,16
ST (mg/l)
7,6 5,7 14,2 15,5 15,7 9,4 12,3 10,9 15,8 18,6 12,7
12,6
3,9
SF (mg/l)
4,8 1,0 10,5 1,8 3,1 0,4 1,2 4,3 7,3 6,5 3,4
4,0
3,1
SV (mg/l)
2,8 4,6 3,7 13,7 12,5 9,0 11,1 6,6 8,5 12,1 9,3
8,5
3,7
Prof (m) **
12,5 12,5 12,4 12,3 12,2 12,2 12,1 * * * *
12,3
0,16
Chl a (µg/l)
25,9 31,8 65,4 58,9 49,1 46,0 62,0 47,5 37,2 60,7 58,9
49,4
13,2
Dens zoo (ind/l)
7,77 3,75 25,48 42,43 26,95 2,70 7,87 12,48 6,73 9,08 4,95
13,65
12,56
Biom zoo (µg/l)
126,35 43,39 378,49 623,60 191,03 33,0 67,34 130,90 59,59 107,65 97,76
169,01
178,8
Dens fito (ind/ml)
5866,0 10705,3 16224,8 20287,0 9687,5 13450,0 11656,7 7082,5 6880,7 9984,8 18600,0
11856,7
4808,1
Biov fito (mm
3
/l)
6,0 13,15 17,28 38,54 8,94 20,34 14,10 9,78 4,71 12,32 11,47
14,24
9,25
*dados não disponíveis **Fonte: SEMARH
49
Anexo 4
Valores médios por ponto de coleta para cada variável estudada. P = fósfoto total; N = nitrogênio total; ST = sólidos totais; SF = sólidos fixos; SV = sólidos voláteis; Prof. =
profundidade média; Chl a = clorofila a ; Dens = densidade; biom = biomassa; biov = biovolume.
P
(µg/l)
N
(mg/l)
N:P
atômica
Secchi
(m)
ST
(mg/l)
SF
(mg/l)
SV
(mg/l)
Prof
(m)
Chl
a
(µg/l)
Dens zoo
( ind/l)
Biom zoo
(µg/l)
Dens fito
(ind/ml)
Biov fito
(mm
3
/l)
Pto 1
152,3 2,26
32,7
0,7 13,3 6,8 6,5 1,4 28,1 31,94 521,12 11399,4 18,12
Pto 2
160,2 2,54
34,9
0,6 19,1 9,3 9,8 5,0 51,1
Pto 3
137,1 2,57
41,5
0,7 14,9 6,1 8,8 10,3 55,9 23,61 232,35 9557,3 13,35
Pto 4
127,5 2,32
40,0
0,7 19,0 7,6 11,5 16,2 63,3
Pto 5
103,6 2,32
49,9
0,7 9,3 1,3 8,0 20,8 53,4
Pto 6
96,1 2,28
52,4
0,8 13,4 4,6 8,8 18,1 52,8
Pto 7
86,9 2,36
60,1
0,9 9,2 2,0 7,2 20,1 47,6 5,57 70,42 12585,0 13,71
Pto 8
78,0 2,22
62,8
0,9 12,4 1,4 10,9 25,1 44,0
Pto 9
90,8 2,32
56,6
0,9 9,4 3,1 6,4 27,0 45,6
Pto 10
80,5 2,56
70,5
1,0 10,8 2,8 8,0 20,0 50,4 5,03 59,78 13884,9 12,95
Media
111,3 2,4
50,1
0,8 13,1 4,5 8,6 16,4 49,2
DP
30,5 0,1
12,6
0,1 3,7 2,8 1,7 8,4 9,2
50
Anexo 5
Lista de espécies de fitoplâncton e local de ocorrência.
Cianobactérias
Pto 1 Pto 3 Pto 7 Pto 10
Anabaena flos-aque
X X
Anabaena circinalis
X X X X
Anabaena manguinii
X
Anabaena reta
X
Anabaena sp.
X
Anabaenopsis sp.
X X X X
Aphanizomenon gracilis
X X X
Aphanizomenon manguinii
X X X X
Aphanizomenon tropicalis
X
Aphanocapsa delicatíssima
X X X X
Aphanocapsa elachista
X
Aphanocapsa sp.
X X X X
Chroococcus minuts
X X
Chroococcus sp.
X X X X
Coelomorum sp.
X X X X
Cyanodictyon sp.
X
Cylindrospermopsis raciborskii
X X X X
Cylindrospermopsis sp.
X X X X
Cylindrospermopsis sp1.
X X
Geitlerinema amphibium
X
Geitlerinema splendidum
X X
Geitlerinema unigranulatum
X X X X
Gloeocapsa sp.
X X
Jaaginema sp.
X X
Merismopedia sp.
X X X X
Microcystis aeruginosa
X X X
Microcystis panniformis
X X X
Microcystis protocystis
X X
Microcystis sp.
X X X X
Phormidium sp.
X X
Planktothrix aghardii
X X X X
Planktothrix mougeotii
X X X
Planktothrix planktônica
X X X
Planktothrix sp.
X X X
Pseudanabaena galeata
X X X
Pseudanabaena moniliformis
X X X X
Pseudanabaena sp.
X X X
Pseudanabaena sp1.
X X X
Raphidiopsis curvata
X
Raphidiopsis sp.
X X
Snowella sp.
X X X X
Sphaerocavum sp.
X X X
Synechococcus sp.
X
Synechocystes sp.
X X
Total
23
32
35
29
51
Diatomáceas
Pto 1 Pto 3 Pto 7 Pto 10
Aulacoseira granulata
X X X X
Aulacoseira sp.
X X X X
Cyclotella sp.
X X X X
Cymbella sp.
X
Diatomácea sp. X
Diatomácea sp8 X
Hippodonta capitata
X
Luticola sp.
X
Navicula cancelata
X
Navicula sp.
X X X X
Navicula sp3
X
Synedra sp.
X
Total
12 4 4 4
Clorofíceas
Actinastrum aciculare
X X
Ankistrodesmus gracilis
X X
Botryococcus protuberans
X
Choricystis sp.
X
Clorofícea sp1 X
Clorofícea sp4 X
Clorofícea sp11 X
Closterium sp.
X X
Coelastrum astroideum
X X X
Crucigenia tetrapedia
X
Dictyosphaerium sp.
X X
Diplochloris decusata
X X
Eutetramorus sp.
X
Golenkinia sp.
X
Golenkinia radiata
X X X
Micractinium bornhemiense
X
Micreateris sp.
X
Monoraphidium circinalis
X X
Monoraphidium contortum
X X X X
Monoraphidium irregulare
X X X
Monoraphidium nanum
X X
Oocystis sp.
X X
Pediastrum duplex
X
Pediastrum simplex
X X
Scenedesmus brevispina
X
Scenedesmus ellipticus
X
Scenedesmus carinatus
X X
Scenedesmus ovalternus
X X
Scenedesmus quadricauda
X X
Selenastrum aciculare
X
Selenastrum sp.
X X X
Staurastrum lepdocladum
X
Staurastrum setigerum
X
Tetraedron quadrilobatum
X
Tetraedron triangulare
X
52
Tetrastrum elegans
X
Tetrastrum heteracanthum
X
Treubaria triappendiculata
X
Volvox sp
X
Total
30 15 9 8
Euglenofíceas
Lepocyncles sp
X X X X
Phacus brevicauda
X
Phacus longicauda
X
Trachelomonas sp
X
Total
3 1 1 2
Cryptofíceas
Cryptomonas obovata
X X X
Total
1 1 1 0
Xantofíceas
Xantofícea sp X
Xantofícea sp4 X X
Total
0 1 2 0
Crysofíceas
Mallomonas sp
X
Total
0 0 0 1
TOTAL 69 54 52 44
53
Anexo 6
Espécies fitoplanctônicas dominantes (densidade relativa)
pto 1 % pto 3 % pto 7 % pto 10 %
jul/06
x
Aulacoseira sp
51,1
Microcystis sp
32,2
x
ago/06
Gloeocapsa sp
87,34
Microcystis sp
54,1
Cylindrospermopsis sp
55,8
x
set/06
Geitlerinema unigranulatum
53,96
Cylindrospermopsis sp
39,9
Cylindrospermopsis sp
57,7
Cylindrospermopsis sp
65,2
out/06
Pseudanabaena moniliformis
82,06
Cylindrospermopsis sp
59,8
Microcystis aeruginosa
60,7
Cylindrospermopsis sp
66,2
nov/06
Microcystis sp
36,54
Cylindrospermopsis sp
24,7
Cylindrospermopsis sp
64,3
Cylindrospermopsis sp
55,2
dez/06
x
x
Cylindrospermopsis sp
67,4
Cylindrospermopsis sp
65,0
jan/07
x
Cylindrospermopsis sp
28,8
Cylindrospermopsis sp
68,3
Cylindrospermopsis sp
61,8
mar/07
Monoraphidium contortum
14,1
Microcystis aeruginosa
34,1
Cylindrospermopsis sp
50,7
Cylindrospermopsis sp
74,2
abr/07
Choricystis sp
15,63
Merismopedia sp
63,4
x
Cylindrospermopsis sp
52,3
mai/07
Gloeocapsa sp
58,11
Microcystis sp
39,9
Cylindrospermopsis sp
43,3
Cylindrospermopsis sp
53,0
jul/07
x
x
Cylindrospermopsis sp
30,3
Cylindrospermopsis sp
33,9
Espécies fitoplanctônicas dominantes (biovolume relativo)
pto 1 % pto 3 % pto 7 % pto 10 %
jul/06
x
Aulacoseira sp
43,2
Anabaena flos-aque
28,1
x
ago/06
Gloeocapsa sp
80,55
Anabaena circinalis
43,5
Cylindrospermopsis sp
34,8
x
set/06
Anabaena circinalis
59,9
Microcystis aeruginosa
45,8
Cylindrospermopsis sp
50,1
Microcystis aeruginosa
43,9
out/06
Anabaena circinalis
89,20
Microcystis aeruginosa
42,6
Microcystis aeruginosa
72,9
Cylindrospermopsis sp
40,5
nov/06
Anabaena circinalis
45,56
Anabaena circinalis
30,7
Cylindrospermopsis sp
45,5
Cylindrospermopsis sp
38,5
dez/06
x
x
Planktothrix planktônica
35,0
Planktothrix planktônica
66,4
jan/07
x
Anabaena circinalis
47,8
Cylindrospermopsis sp
38,0
Planktothrix planktônica
27,5
mar/07
Navicula sp
36,5
Microcystis aeruginosa
50,3
Anabaena circinalis
54,2
Cylindrospermopsis sp
62,6
abr/07
Planktothrix planktônica
78,15
Botryococcus protuberans
57,0
x
Cylindrospermopsis sp
31,4
mai/07
Gloeocapsa sp
40,01
Anabaena circinalis
52,9
Cylindrospermopsis sp
23,3
Cylindrospermopsis sp
35,9
jul/07
x
x
Cylindrospermopsis sp
24,6
Cylindrospermopsis sp
29,3
54
Anexo 7
Densidade de CIANOBACTÉRIAS (ind/ml)
pto 1 pto 3 pto 7 pto 10 media desvpad
jul/06
- 1034 4242 -
2638,00 2268,40
ago/06
4818 14900 10900 -
10206,00 5076,70
set/06
22500 18200 11911 10290
15725,25 5660,16
out/06
41496 8560 11400 15132
19147,00 15140,44
nov/06
1911 2499 13550 18700
9165,00 8310,65
dez/06
- - 11600 12500
12050,00 636,40
jan/07
- 4431 13312 14300
10681,00 5435,16
mar/07
338 3160 10836 12400
6683,50 5848,14
abr/07
567 8280 - 10179
6342,00 5090,63
mai/07
2604 14937 12129 8106
9444,00 5352,82
jul/07
- - 17200 16300
16750,00 636,40
media 10604,86 8444,56 11708,00 13100,78 10802,89
desvpad 15679,12 6258,34 3225,03 3342,67
Densidade de DIATOMÁCEAS (ind/ml)
pto 1 pto 3 pto 7 pto 10 media desvpad
jul/06
- 5764 648 -
3206,00 3617,56
ago/06
176 450 602 -
409,33 215,89
set/06
720 50 559 336
416,25 290,53
out/06
832 920 350 676
694,50 250,85
nov/06
84 567 450 400
375,25 206,39
dez/06
- - 1150 1600
1375,00 318,20
jan/07
- 399 624 1352
791,67 498,13
mar/07
195 60 252 50
139,25 100,11
abr/07
273 160 - 0
144,33 137,17
mai/07
126 429 195 630
345,00 230,03
jul/07
- - 2450 1050
1750,00 989,95
media 343,71 977,67 728,00 677,11 876,96
desvpad 302,80 1815,44 661,30 558,27
Densidade de CLOROFÍCEAS (ind/ml)
pto 1 pto 3 pto 7 pto 10 media desvpad
jul/06
- 44 0 -
22,00 31,11
ago/06
176 0 50 -
75,33 90,69
set/06
240 50 43 0
83,25 106,81
out/06
1144 80 200 156
395,00 501,79
nov/06
105 0 150 100
88,75 63,29
dez/06
- - 0 50
25,00 35,36
jan/07
- 21 208 0
76,33 114,51
mar/07
455 200 168 150
243,25 142,67
abr/07
462 640 - 39
380,33 308,71
mai/07
210 78 0 84
93,00 86,88
jul/07
- - 100 0
50,00 70,71
media 398,86 123,67 91,90 64,33 139,30
desvpad 355,74 202,89 84,25 61,91
55
Densidade de EUGLENOFÍCEAS (ind/ml)
pto 1 pto 3 pto 7 pto 10 media desvpad
jul/06
- 0 0 -
0,00 0,00
ago/06
44 0 0 -
14,67 25,40
set/06
0 0 0 0
0,00 0,00
out/06
0 0 100 0
25,00 50,00
nov/06
84 0 150 0
58,50 72,73
dez/06
- - 0 0
0,00 0,00
jan/07
- 21 0 156
59,00 84,66
mar/07
0 0 0 0
0,00 0,00
abr/07
42 0 - 0
14,00 24,25
mai/07
0 0 117 126
60,75 70,24
jul/07
- - 50 0
25,00 35,36
media 24,29 2,33 41,70 31,33 23,36
desvpad 33,24 7,00 58,97 62,63
Densidade de CRYPTOFÍCEAS (ind/ml)
pto 1 pto 3 pto 7 pto 10 media desvpad
jul/06
- 0 0 -
0,00 0,00
ago/06
0 0 0 -
0,00 0,00
set/06
0 0 0 0
0,00 0,00
out/06
0 0 0 0
0,00 0,00
nov/06
0 0 0 0
0,00 0,00
dez/06
- - 0 0
0,00 0,00
jan/07
- 21 52 0
24,33 26,16
mar/07
26 20 0 0
11,50 13,50
abr/07
0 0 - 0
0,00 0,00
mai/07
168 0 0 0
42,00 84,00
jul/07
- - 0 0
0,00 0,00
media 27,71 4,56 5,20 0,00
desvpad 62,61 9,04 16,44 0,00
Densidade de XANTOFÍCEAS (ind/ml)
pto 1 pto 3 pto 7 pto 10 media desvpad
jul/06
- 0 0 -
0,00 0,00
ago/06
0 0 0 -
0,00 0,00
set/06
0 0 0 0
0,00 0,00
out/06
0 0 0 0
0,00 0,00
nov/06
0 0 0 0
0,00 0,00
dez/06
- - 0 0
0,00 0,00
jan/07
- 21 52 0
24,33 26,16
mar/07
0 20 0 0
5,00 10,00
abr/07
0 0 - 0
0,00 0,00
mai/07
0 0 0 0
0,00 0,00
jul/07
- - 0 0
0,00 0,00
media 0,00 4,56 5,20 0,00
desvpad 0,00 9,04 16,44 0,00
56
Densidade de outros grupos de fitoplâncton (ind/ml)
pto 1 pto 3 pto 7 pto 10 media desvpad
jul/06
- 0 0 -
0,00 0,00
ago/06
0 0 0 -
0,00 0,00
set/06
0 0 0 0
0,00 0,00
out/06
0 0 50 52
25,50 29,46
nov/06
0 0 0 0
0,00 0,00
dez/06
- - 0 0
0,00 0,00
jan/07
- 0 0 0
0,00 0,00
mar/07
0 0 0 0
0,00 0,00
abr/07
0 0 - 0
0,00 0,00
mai/07
0 0 0 0
0,00 0,00
jul/07
- - 0 50
25,00 35,36
media 0,00 0,00 5,00 11,33
desvpad 0,00 0,00 15,81 22,49
Densidade do fitoplâncton total (ind/ml)
pto 1 pto 3 pto 7 pto 10 media desvpad
jul/06
- 6842 4890 -
5866,0 1380,27
ago/06
5214 15350 11552 -
10705,3 5120,77
set/06
23460 18300 12513 10626
16224,8 5824,62
out/06
43472 9560 12100 16016
20287,0 15683,12
nov/06
2184 3066 14300 19200
9687,5 8404,55
dez/06
- - 12750 14150
13450,0 989,95
jan/07
- 4914 14248 15808
11656,7 5891,19
mar/07
1014 3460 11256 12600
7082,5 5709,94
abr/07
1344 9080 - 10218
6880,7 4828,54
mai/07
3108 15444 12441 8946
9984,8 5297,96
jul/07
- - 19800 17400
18600,0 1697,06
media 11399,4 9557,3 12585,0 13884,9 11856,8
desvpad
4808,0992
57
Anexo 8
Biovolume de CIANOBACTÉRIAS (mm
3
/litro)
pto 1 pto 3 pto 7 pto 10 media desvpad
jul/06
- 2,07 6,001 -
4,04 2,78
ago/06
1,833 24,458 11,352 -
12,55 11,36
set/06
21,03 28,88 7,065 10,817
16,95 9,90
out/06
90,388 12,954 34,83 12,627
37,70 36,63
nov/06
6,685 3,197 9,794 14,016
8,42 4,60
dez/06
- - 15,226 23,945
19,59 6,17
jan/07
- 7,978 12,693 19,779
13,48 5,94
mar/07
0,145 9,71 20,741 7,629
9,56 8,51
abr/07
2,493 1,447 - 7,197
3,71 3,06
mai/07
0,446 29,524 11,495 6,172
11,91 12,58
jul/07
- - 10,76 9,653
10,21 0,78
media 17,57 13,36 14,00 12,43 13,46
desvpad 32,93 11,40 8,41 6,01
Biovolume de DIATOMÁCEAS (mm
3
/litro)
pto 1 pto 3 pto 7 pto 10 media desvpad
jul/06
3,357 0,435 -
1,90 2,07
ago/06
0,249 0,337 0,361 -
0,32 0,06
set/06
0,458 0,071 0,358 0,226
0,28 0,17
out/06
0,75 0,448 0,277 0,257
0,43 0,23
nov/06
0,092 0,49 0,309 0,152
0,26 0,18
dez/06
- - 0,534 0,98
0,76 0,32
jan/07
- 0,268 0,429 0,782
0,49 0,26
mar/07
0,275 0,032 0,148 0,019
0,12 0,12
abr/07
0,341 0,169 - 0
0,17 0,17
mai/07
0,248 0,216 0,163 0,389
0,25 0,10
jul/07
- - 1,683 0,721
1,20 0,68
media 0,34 0,60 0,47 0,39 0,56
desvpad 0,21 1,05 0,44 0,35
Biovolume de CLOROFÍCEAS (mm
3
/litro)
pto 1 pto 3 pto 7 pto 10 media desvpad
jul/06
- 0,137 0 -
0,07 0,10
ago/06
0,047 0 0,724 -
0,26 0,41
set/06
0,155 0,074 0,003 0
0,06 0,07
out/06
0,128 0,087 0,037 0,025
0,07 0,05
nov/06
0,231 0 0,004 0,024
0,06 0,11
dez/06
- - 0 0,001
0,00 0,00
jan/07
- 0,001 0,012 0
0,00 0,01
mar/07
0,078 0,266 0,034 0,021
0,10 0,11
abr/07
0,054 2,351 - 0,002
0,80 1,34
mai/07
0,009 0,112 0 0,009
0,03 0,05
jul/07
- - 0,006 0
0,00 0,00
media 0,10 0,34 0,08 0,01 0,13
desvpad 0,08 0,76 0,23 0,01
58
Biovolume de EUGLENOFÍCEAS (mm
3
/litro)
pto 1 pto 3 pto 7 pto 10 media desvpad
jul/06
- 0 0 -
0,00 0,00
ago/06
0,094 0 0 -
0,03 0,05
set/06
0 0 0 0
0,00 0,00
out/06
0 0 0,188 0
0,05 0,09
nov/06
0,457 0 0,303 0
0,19 0,23
dez/06
- - 0 0
0,00 0,00
jan/07
- 0,04 0 0,304
0,11 0,17
mar/07
0 0 0 0
0,00 0,00
abr/07
0,079 0 - 0
0,03 0,05
mai/07
0 0 0,22 0,237
0,11 0,13
jul/07
- - 0,094 0
0,05 0,07
media 0,090 0,004 0,081 0,060 0,06
desvpad 0,17 0,01 0,12 0,12
Biovolume de CRYPTOFÍCEAS (mm
3
/litro)
pto 1 pto 3 pto 7 pto 10 media desvpad
jul/06
- 0 0 -
0,00 0,00
ago/06
0 0 0 -
0,00 0,00
set/06
0 0 0 0
0,00 0,00
out/06
0 0 0 0
0,00 0,00
nov/06
0 0 0 0
0,00 0,00
dez/06
- - 0 0
0,00 0,00
jan/07
- 0,006 0,015 0
0,01 0,01
mar/07
0,008 0,006 0 0
0,00 0,00
abr/07
0 0 - 0
0,00 0,00
mai/07
0,05 0 0 0
0,01 0,03
jul/07
- - 0 0
0,00 0,00
media 0,008 0,001 0,002 0,000
desvpad 0,02 0,00 0,00 0,00
Biovolume de XANTOFÍCEAS (mm
3
/litro)
pto 1 pto 3 pto 7 pto 10 media desvpad
jul/06
- 0 0 -
0,00 0,00
ago/06
0 0 0 -
0,00 0,00
set/06
0 0 0 0
0,00 0,00
out/06
0 0 0 0
0,00 0,00
nov/06
0 0 0 0
0,00 0,00
dez/06
- - 0 0
0,00 0,00
jan/07
- 0 0,041 0
0,01 0,02
mar/07
0 0,011 0 0
0,00 0,01
abr/07
0 0 - 0
0,00 0,00
mai/07
0 0 0 0
0,00 0,00
jul/07
- - 0 0
0,00 0,00
media 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00
desvpad 0,00 0,00 0,01 0,00
59
Biovolume de outros grupos de fitoplâncton (mm
3
/litro)
pto 1 pto 3 pto 7 pto 10 media desvpad
jul/06
- 0 0 -
0,00 0,00
ago/06
0 0 0 -
0,00 0,00
set/06
0 0 0 0
0,00 0,00
out/06
0 0 0,573 0,596
0,29 0,34
nov/06
0 0 0 0
0,00 0,00
dez/06
- - 0 0
0,00 0,00
jan/07
- 0 0 0
0,00 0,00
mar/07
0 0 0 0
0,00 0,00
abr/07
0 0 - 0
0,00 0,00
mai/07
0 0 0 0
0,00 0,00
jul/07
- - 0 0,014
0,01 0,01
media 0,00 0,00 0,06 0,07 0,03
desvpad 0,00 0,00 0,18 0,20
Biovolume do Fitoplâncton Total (mm
3
/litro)
pto 1 pto 3 pto 7 pto 10 media desvpad
jul/06
- 5,6 6,4 -
6,00 0,62
ago/06
2,2 24,8 12,4 -
13,15 11,30
set/06
21,6 29,0 7,4 11,0
17,28 9,88
out/06
91,3 13,5 35,9 13,5
38,54 36,70
nov/06
7,5 3,7 10,4 14,2
8,94 4,45
dez/06
- - 15,8 24,9
20,34 6,48
jan/07
- 8,3 13,1 20,9
14,10 6,34
mar/07
0,5 10,0 20,9 7,7
9,78 8,46
abr/07
3,0 4,0 - 7,2
4,71 2,21
mai/07
0,8 29,9 11,9 6,8
12,32 12,54
jul/07
- - 12,5 10,4
11,47 1,52
media 18,12 14,30 14,69 12,95 14,24
desvpad 33,09 10,72 8,49 6,29
9,25
60
Anexo 9
Densidade e biomassa relativos do mesozooplâncton.
DENSIDADE ZOO BIOMASSA ZOO
ind/L
%
µgPS/L
%
N. cearensis
8,00 48,2
N. cearensis
147,7
71,1
D. spinulosum
4,80 28,9
D. spinulosum
26
12,5
copepod. calanóide
2,30 13,9
copepod.calanóide 25,7
12,4
Outros
1,50 9,0
Outros 8,4
4,0
Total
16,60 100,0
Total
207,8 100,0
DENSIDADE
Notodiaptomus cearensis IND/LITRO
pto 1 pto 3 pto 7 pto 10 media desvpad
jul/06
- 4,7 11,4 3,8
6,6 4,15
ago/06
- - 2,4 3,6
3,0 0,85
set/06
57,3 5,5 2,8 2,1
16,9 26,96
out/06
80,9 - 2,2 2,9
28,7 45,24
nov/06
1 8,9 1,9 1,8
3,4 3,69
dez/06
- - 2 0,7
1,4 0,92
jan/07
- 4,3 1,8 1,2
2,4 1,64
mar/07
0,6 7,3 3,1 3,1
3,5 2,78
abr/07
0,1 0,8 2,2 4,1
1,8 1,76
mai/07
2,1 6,2 3,2 3,2
3,7 1,76
jul/07
0 6,7 3,2 3,6
3,4 2,74
media 20,3 5,55 3,3 2,7
desvpad 34,04 2,42 2,74 1,12
COPEPODITO DE CALANÓIDE IND/LITRO
pto 1 pto 3 pto 7 pto 10 media desvpad
jul/06
- 0,3 0,5 0,4
0,4 0,1
ago/06
- - 0,2 0,3
0,3 0,07
set/06
11,6 3,7 0,3 0,4
4,0 5,31
out/06
34,1 - 0,5 0,5
11,7 19,40
nov/06
0 1,4 0,2 0,5
0,5 0,62
dez/06
- - 0,4 0,2
0,3 0,14
jan/07
- 1,5 0,6 0,3
0,8 0,62
mar/07
0,8 1,1 0,3 0,6
0,7 0,34
abr/07
0,1 0,3 0,6 2,2
0,8 0,96
mai/07
0,7 1,6 0,7 0,9
1,0 0,43
jul/07
0 2,4 0,5 0,4
0,8 1,07
media 6,8 1,5 0,4 0,6
desvpad 12,77 1,11 0,17 0,56
61
Argyrodiaptomus IND/LITRO
pto 1 pto 3 pto 7 pto 10 media desvpad
jul/06
- 0,0 0,0 0,0
0,00 0
ago/06
- - 0,0 0,0
0,00 0
set/06
0 0,2 0,0 0,0
0,05 0,1
out/06
0 - 0,0 0,0
0,00 0
nov/06
0 0,0 0,0 0,1
0,03 0,05
dez/06
- - 0,0 0,0
0,00 0
jan/07
- 0,0 0,1 0,0
0,03 0,06
mar/07
0 0,1 0,2 0,0
0,08 0,10
abr/07
0 0,0 0,1 0,3
0,10 0,14
mai/07
0 0,0 0,0 0,0
0,00 0
jul/07
0 1,2 0,0 0,0
0,30 0,6
media 0,00 0,19 0,04 0,04
desvpad 0 0,42 0,07 0,09
Thermocyclops IND/LITRO
pto 1 pto 3 pto 7 pto 10 media desvpad
jul/06
- 0 0 0,1
0,03 0,06
ago/06
- - 0 0,1
0,05 0,07
set/06
0 0 0,1 0
0,03 0,05
out/06
0 - 0,1 0
0,03 0,06
nov/06
0 0,1 0 0
0,03 0,05
dez/06
- - 0 0
0,00 0,00
jan/07
- 0,2 0,1 0
0,10 0,10
mar/07
0 0,3 0,1 0
0,10 0,14
abr/07
0 0,1 0 0,1
0,05 0,06
mai/07
0 0,1 0 0
0,03 0,05
jul/07
0 0 0,1 0,1
0,05 0,06
media 0,00 0,10 0,05 0,04
desvpad
0,00 0,11 0,05 0,05
Diaphanosoma spinulosum IND/LITRO
pto 1 pto 3 pto 7 pto 10 media desvpad
jul/06
- 0,6 0,5 0,8
0,63 0,15
ago/06
- - 0,4 0,5
0,45 0,07
set/06
8,1 1,4 0,2 0,1
2,45 3,81
out/06
2,3 - 1,2 0,1
1,20 1,10
nov/06
0,3
81,7
2,6 2,1
21,68 40,03
dez/06
- - 1,5 0,4
0,95 0,78
jan/07
- 5,3 0,5 0,2
2,00 2,86
mar/07
0,5 21,4 1,2 0,4
5,88 10,36
abr/07
0 2,6 0,8 0,7
1,03 1,11
mai/07
11,1 3,7 0 0
3,70 5,23
jul/07
0 0,2 0 0
0,05 0,10
media 3,19 14,61 0,81 0,48
desvpad
4,54 27,97 0,78 0,60
62
Anexo 10
BIOMASSA
Notodiaptomus cearensis µg peso seco/L
pto 1 pto 3 pto 7 pto 10 media desvpad
jul/06
-
96,0 204,1 58,2
119,4
75,7
ago/06
-
- 25,1 54,3
39,7
20,6
set/06
1135,1 94,4 54,4 34,3
329,6
537,6
out/06
1423,8 - 39,0 50,8
504,5
796,2
nov/06
0,0 170,5 35,9 31,8
59,5
75,7
dez/06
- - 33,2 12,8
23,0
14,5
jan/07
- 71,6 32,7 21,3
41,9
26,4
mar/07
15,1 197,1 50,1 -
87,4
96,6
abr/07
2,2 16,3 43,3 70,0
33,0
30,0
mai/07
44,8 130,6 60,9 57,6
73,5
38,7
jul/07
0,0 126,0 59,3 62,9
62,0
51,5
media 374,4 112,8 58,0 45,4
desvpad 624,05 56,76 49,82 19,11
COPEPODITO DE CALANÓIDE µg peso seco/L
pto 1 pto 3 pto 7 pto 10 media desvpad
jul/06
- 4,101 5,545 4,4
4,68 0,8
ago/06
- - 2,062 2,748
2,41 0,5
set/06
136,996 45,732 3,534 4,324
47,65 62,7
out/06
349,525 - 5,035 5,295
119,95 198,8
nov/06
0 18,48 2,31 6,11
6,73 8,2
dez/06
- - 4,904 2,802
3,85 1,5
jan/07
- 14,385 6,636 3,309
8,11 5,7
mar/07
12,864 14,762 2,976 -
10,20 6,3
abr/07
0,759 3,594 6,222 17,996
7,14 7,6
mai/07
6,629 18,432 8,155 11,403
11,15 5,2
jul/07
0 33,624 5,53 4,124
10,82 15,4
media 72,4 19,1 4,8 6,3
desvpad 131,95 14,28 1,91 4,83
Argyrodiaptomus µg peso seco/L
pto 1 pto 3 pto 7 pto 10 media desvpad
jul/06
- 0,00 0,00 0,00
0,00 0,0
ago/06
- - 0,00 0,00
0,00 0,0
set/06
0,00 21,28 0,00 0,00
5,34 10,6
out/06
0,00 - 0,00 0,00
0,00 0,0
nov/06
0,00 0,00 0,00 8,82
2,21 4,4
dez/06
- - 0,00 0,00
0,00 0,0
jan/07
- 0,00 8,96 0,00
2,99 5,2
mar/07
0,00 13,93 16,83 0,00
8,23 9,0
abr/07
0,00 0,00 0,00 30,67
10,22 15,3
mai/07
0,00 0,00 0,00 0,00
0,00 0,0
jul/07
0,00 104,04 0,00 0,00
25,72 52,0
media 0,00 20,51 3,24 3,27
desvpad
0 35,95 5,50 9,36
63
Thermocyclops µg peso seco/L
pto 1 pto 3 pto 7 pto 10 media desvpad
jul/06
-
0,00 0,00 1,10
0,37
0,64
ago/06
-
- 0,00 0,96
0,48
0,68
set/06
0,00 0,00 1,41 0,00
0,35
0,70
out/06
0,00 - 1,20 0,00
0,40
0,69
nov/06
0,00 2,27 0,00 0,00
0,57
1,14
dez/06
- - 0,00 0,00
0,00
0,00
jan/07
- 2,86 1,27 0,00
1,38
1,44
mar/07
0,00 4,55 1,16 0,00
1,43
2,15
abr/07
0,00 1,58 0,00 1,16
0,69
0,81
mai/07
0,00 1,28 0,00 0,00
0,32
0,64
jul/07
0,00 0,00 1,30 1,32
0,65
0,76
media
0,00
1,57 0,58 0,41
desvpad
1,6 0,7 0,6
Diaphanosoma spinulosum µg peso seco/L
pto 1 pto 3 pto 7 pto 10 media desvpad
jul/06
-
3,10 2,02 5,41
3,51
1,7
ago/06
-
- 2,27 2,63
2,45
0,3
set/06
35,64 7,80 1,11 0,61
11,29
16,6
out/06
9,13 - 6,88 0,52
5,51
4,5
nov/06
0,00 443,63 14,64 11,38
117,41
217,6
dez/06
- - 9,87 2,19
6,03
5,4
jan/07
- 32,17 3,07 1,16
12,13
17,4
mar/07
2,70 110,64 7,68 0,00
30,25
53,7
abr/07
0,00 15,26 4,85 3,68
5,95
6,5
mai/07
72,15 24,42 0,00 0,00
24,14
34,0
jul/07
0,00 1,13 0,00 0,00
0,28
0,6
media 17,09 79,77 4,76 2,51
desvpad 27,5 151,2 4,6 3,4
BIOMASSA ZOO TOTAL ( µg peso seco/L)
pto 1 pto 3 pto 7 pto 10 media desvpad
jul/06
- 103,22 211,63 69,13
127,99
74,4
ago/06
- - 29,46 60,63
45,05
22,0
set/06
1326,83 169,25 60,48 39,22
398,94
621,2
out/06
1789,47 - 52,12 56,59
632,73
1001,8
nov/06
0,00 634,91 52,84 58,06
186,45
300,1
dez/06
- - 48,01 17,77
32,89
21,4
jan/07
- 121,06 52,64 25,74
66,48
49,1
mar/07
30,62 341,15 78,74 -
150,17
167,1
abr/07
2,98 36,74 54,34 123,53
54,40
50,8
mai/07
123,61 174,70 69,05 68,97
109,09
50,8
jul/07
- 264,76 66,12 68,34
133,07
114,0
media 545,58 230,72 70,49 58,80
desvpad
799,1 188,8 48,5 29,2
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