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UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO GRANDE DO NORTE
CENTRO DE BIOCIÊNCIAS
DEPARTAMENTO DE OCEANOGRAFIA E LIMNOLOGIA
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM BIOECOLOGIA AQUÁTICA
ANA CATARINA DE LIMA ROCHA
JUNHO/2008
NATAL/RN
CARACTERIZAÇÃO LIMNOLÓGICA E DETERMINAÇÃO
DA CAPACIDADE SUPORTE DO RESERVATÓRIO
MENDUBIM, ( RIO GRANDE DO NORTE) PARA O
CULTIVO DE PEIXES EM TANQUES-REDE
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ANA CATARINA DE LIMA ROCHA
CARACTERIZAÇÃO LIMNOLÓGICA E DETERMINAÇÃO DA
CAPACIDADE SUPORTE DO RESERVATÓRIO MENDUBIM, (RIO
GRANDE DO NORTE) PARA O CULTIVO DE PEIXES EM
TANQUES-REDE
ORIENTADOR: Profa. Dra. Renata de Fátima Panosso
(DMP/CB/UFRN)
CO-ORIENTADOR: Prof. Dr. José Luiz de Attayde
(DBEZ/CB/UFRN)
JUNHO/2008
NATAL/RN
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Divisão de Serviços Técnicos
Catalogação da Publicação na Fonte. UFRN / Biblioteca Central Zila Mamede
Rocha, Ana Catarina de Lima.
Caracterização limnológica e determinação da capacidade suporte do reservatório
mendubim, (Rio Grande do Norte) para o cultivo de peixes em tanques-rede / Ana Catarina
de Lima Rocha. – Natal [RN], 2008.
64 f.
Orientador: Renata de Fátima Panosso.
Co-orientador: José Luiz de Attayde.
Dissertação (Mestrado) – Universidade Federal do Rio Grande do Norte. Centro de Biociências.
Departamento de Oceanografia e Limnologia. Programa de Pós-Graduação em Bioecologia Aquática.
1. Reservatório de água - Dissertação. 2. Eutrofização – Semi-árido - Dissertação. 3. Piscicultura -
Dissertação. 4. Fitoplâncton – Dissertação. I. Panosso, Renata de Fátima. II. Attayde, José Luiz de. III.
Universidade Federal do Rio Grande do Norte. IV. Título.
RN/UF/BCZM CDU 628.132(043.3)
UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO GRANDE DO NORTE
CENTRO DE BIOCIÊNCIAS
DEPARTAMENTO DE OCEANOGRAFIA E LIMNOLOGIA
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM BIOECOLOGIA AQUÁTICA
Caracterização Limnológica e Determinação da Capacidade Suporte do
Reservatório Mendubim, (Rio Grande do Norte) para o Cultivo de Peixes
em Tanques-Rede.
ANA CATARINA DE LIMA ROCHA
Esta dissertação, apresentada pela aluna ANA CATARINA DE LIMA ROCHA ao
Programa de Pós-graduação em Bioecologia Aquática do Departamento de Oceanografia e
Limnologia, do Centro de Biociências, da Universidade Federal do Rio Grande do Norte,
foi julgada adequada e aprovada pelos Membros da Banca Examinadora, na sua redação
final, para a conclusão do curso e obtenção do título de mestre em Bioecologia Aquática.
MEMBROS DA BANCA EXAMINADORA:
___________________________________________________
Prof. Dr
a
. Vera L. M. Huszar
Universidade Federal do Rio de Janeiro (UFRJ)
___________________________________________________
Prof. Dr
a
. Renata de Fátima Panosso
Universidade Federal do Rio Grande do Norte (UFRN)
___________________________________________________
Prof. Dr. José Luiz de Attayde
Universidade Federal do Rio Grande do Norte (UFRN)
JUNHO/2008
NATAL/RN
Dedicatória
Dedico esse trabalho aos meus pais Antonio e Marne,
vocês conseguiram me ensinar
a mais importante lição de vida
“Confie e acredite, você vai conseguir ”,
foi a partir desse ensinamento que hoje posso dizer
Venci!
Agradecimentos
Ao Senhor Jesus Cristo, pelo infinito amor, pela companhia freqüente, pelos
ensinamentos e pela constante proteção; por sempre iluminar os meus passos, me dando
forças para sempre passar pelos problemas e obstáculos da vida com a cabeça erguida,
sempre motivada para recomeçar; por me dar discernimento e sabedoria para valorizar
todos os momentos de felicidade...Obrigada Pai!
À Prof. Renata de Fátima Panosso e ao Prof. José Luiz de Attayde, pela orientação
e amizade , pela oportunidade, confiança, paciência, enfim, por terem acreditado no meu
potencial. Tenho certeza que seus ensinamentos foram fundamentais na minha formação
acadêmica.
A Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Ensino Superior (CAPES) pela
concessão da bolsa durante o mestrado e a Financiadora de Estudos e Projetos (FINEP)
pelo financiamento do projeto CAPSUPORTE no Rio Grande do Norte.
Agradeço à Prof.. Eneida Maria Eskinazi Sant’anna, pelas sugestões oferecidas
durante a qualificação desse trabalho.
À Professora Vera L. Huszar , por ter feito parte da minha banca examinadora, pelas
sugestões e informações oferecidas durante a defesa desse trabalho.
Á Prof. Ivaneide Soares pelas valiosas sugestões oferecidas ao meu trabalho.
Ao amigo e professor José Etham de Lucena Barbosa, pelas palavras de incentivo,
que sempre me impulsionaram a buscar os meus sonhos.
Ao Amigo Edson Santana, que sempre foi a figura mais importante nas viagens de
campo. Seu profissionalismo, ajuda constante e conselhos foram fundamentais para a
concretização do nosso trabalho.
À professora Lucimara e Silvia por permitirem o uso do espectrofotômetro no
LBMG durante as análises de nutrientes e clorofila-a. Como também, a todos do
Laboratório de química analítica pelo empréstimo da mulfla.
Ao DONCS e a SEMARH, pelos dados fornecidos.
A minha querida amiga Vanessa Mosca, pela ajuda grandiosa na elaboração desse
trabalho, pela ajuda nas coletas e analises de zooplâncton, sou grata pela sua mão amiga,
que sempre me foi estendida nos momentos que precisei. Muito obrigada Vanessa!
Ao Meu amigo Rosemberg Meneses... Meu amiguinho de todas as horas...Me
ajudou nesses dois anos de luta, sempre com muito carinho e dedicação... Realmente
amigo, o meu trabalho sem a sua ajuda, não seria o mesmo.
Ao meu amigo Jandeson Brasil, pela amizade e ensinamentos nas análises do
fitoplâncton.
Aos colegas de laboratório, LEA e LAMAQ, Elinez, Vanessa, Fabiana Thiago,
Margô, Danyhelton, Pan, Raphael, Vítor, Anderson, Mirela, Gaby, Jamila, Luiz, enfim,
todos aqueles que me ajudaram direta ou indiretamente com os seus ensinamentos e
experiências pra a realização desse estudo.
Aos meus queridos amigos, Aucielza, Aluska, Suédlen, Flávio e lena, tia Iêda e
Ingrid por sempre estarem ao meu lado nos bons e maus momentos dessa caminhada.
Aos meus colegas do mestrado, em especial, Margô, Daniele Bezerra, Daniele
Alves e Anita. Nesses dois anos tive a oportunidade de conviver e conhecer um pouquinho
de cada um. Foram muitos momentos bons, como ruins também, mais cada um com uma
importância especial, foi a partir dessa convivência que descobri verdadeiras amizades e
que contribuíram ricamente na minha formação acadêmica.
Á minha tia Helena, André e Thaysa, por terem me recebido em sua casa por esses
dois anos. Graças a vocês hoje estou tento a oportunidade de alcançar mais um sonho.
Aos meus amados pais, por todo o incentivo, por toda dedicação e pelo constante
amor que sempre me foi dado ao longo dessa caminhada.
Muito obrigada a todos vocês!
SUMÁRIO
1.
Introdução
............................................................... 11
2.
Material e Métodos
............................................................... 16
2.1.
Área de Estudo
............................................................... 16
2.2.
Coletas de amostras e análises
limnológicas
............................................................... 18
2.3.
Análise estatística
............................................................... 21
2.4.
Capacidade de suporte do reservatório
............................................................... 21
3.
Resultados
............................................................... 24
3.1.
Variáveis Limnológicas
............................................................... 24
3.2.
Capacidade de suporte do reservatório
............................................................... 40
4.
Discussão
............................................................... 41
5.
Conclusão
............................................................... 47
6.
Referências
............................................................... 48
7.
Anexos
............................................................... 57
Figura 01
............................................................... 17
Figura 02
............................................................... 18
Figura 03
............................................................... 24
Figura 04
............................................................... 24
Figura 05
............................................................... 25
Figura 06
............................................................... 26
Figura 07
............................................................... 27
Figura 08 ............................................................... 28
Figura 09
............................................................... 28
Figura 10
............................................................... 29
Figura 11
............................................................... 30
Figura 12
............................................................... 30
Figura 13
............................................................... 31
Figura 14
............................................................... 32
Figura 15
............................................................... 32
Figura 16
............................................................... 33
Figura 17
............................................................... 34
Figura 18
............................................................... 36
Figura 19
............................................................... 37
Figura 20
............................................................... 38
Figura 21
............................................................... 39
Tabela 01
............................................................... 17
Resumo
Os objetivos do presente estudo foram: i) avaliar o estado trófico do reservatório
Mendubim (semi-árido, Rio Grande do Norte, Brasil; 05° 38’99,0”S 36°55’98,0”W ) com
base nas concentrações de clorofila-a, fósforo e nitrogênio total, e na transparência da água;
ii) relacionar os padrões de variação temporal da composição e biomassa do fitoplâncton e
zooplâncton às variações do estado trófico do reservatório e iii) investigar a capacidade de
suporte do reservatório para o desenvolvimento de atividades de piscicultura em tanques-
redes. Para tanto, foram realizadas amostragem mensais no período de julho/2006 a
julho/2007 em três pontos de coleta, sendo um próximo à barragem, outro na região central
do reservatório e o terceiro na desembocadura do principal tributário. As variáveis bióticas
e abióticas analisadas foram: profundidade e transparência da coluna d´água, concentrações
de sólidos fixos e voláteis em suspensão, clorofila-a, nitrogênio e fósforo total, razão
NT:PT, composição e biovolume do fitoplâncton, composição e biomassa do
mesozooplâncton. Os resultados obtidos mostraram que o reservatório em estudo pode ser
considerado mesotrófico com concentrações médias de nitrogênio total, fósforo total e
clorofila-a igual a 1711,1µg l
-1
, 30,8 µg l
-1
e 5,62 µg l
-1
respectivamente. A classe
Cyanophyceae foi a de maior representatividade em termos quantitativos, com a presença
de espécies potencialmente tóxicas, tais como Microcystis aeruginosa, Planktothrix
planctonica, Cylindrospermopsis raciborskii, Aphanizomenon sp., Aphanocapsa
delicatissima e Pseudanabaena acicularis. Quanto à comunidade zooplanctônica, o gênero
Notodiaptomus, foi o que apresentou maiores valores de biomassa. De um modo geral, os
resultados encontrados mostram que a limitação do crescimento algal por luz, é uma
possível explicação para as fracas relações entre as concentrações de clorofila-a e de
fósforo e nitrogênio total no ambiente. Com isso, concluímos que as águas do reservatório
Mendubim se encontram apropriadas para a produção de pescado num regime intensivo de
cultivo em tanques-rede. Com base nos cálculos da capacidade de suporte do ambiente,
verificamos que a produção máxima sustentável de tilápias em tanques-rede no reservatório
é da ordem de 126 toneladas por ano assumindo um fator de conversão alimentar de 1,5:1,0
e um conteúdo de fósforo na ração de (1,0%).
Palavras-chave: Reservatório, semi-árido, eutrofização, capacidade de suporte, piscicultura.
Abstract
The aims of this study were: i) assessing the trophic state of the Mendubim reservoir
(semi-arid, Rio Grande do Norte, Brazil; 05° 38’99,0”S 36°55’98,0”W) based on
chlorophyll-a, total phosphorus and nitrogen concentrations and water transparency; ii)
relating the patterns of temporal variation of zooplankton and phytoplankton to the trophic
state of the reservoir and iii) investigating the carrying capacity of the reservoir for cage
fish farming. The samplingwas done monthly from July 2006 to July 2007 in three
stations at the reservoir: next to the dam (barrage), in the central region and in the mouth
of the main tributary. The abiotic and biotic variables analyzed were: Secchi depth,
volatiles and fixed suspended solids, chlorophyll-a, total phosphorus and nitrogen, TN:TP
ratio and mesozooplankton and phytoplankton composition and biomass. The results
showed that the reservoir can be considered as mesotrophic with mean concentrations of
total nitrogen, phosphorus and chlorophyll-a equal to 1711, 1 µg.L
-1
, 30,8 µg.L
-1
and 5,62
µg.L
-1
respectively. The Cyanophyceae class was the most representative in terms of
density, with the presence of potentially toxic species such as Microcystis aeruginosa,
Planktothrix planctonica, Cylindrospermopsis raciborskii, Aphanizomenon sp.
,Aphanocapsa delicatissima and Pseudanabaena acicularis. Among the zooplankton, the
genus Notodiaptomus presented the largest biomass values. Overall, our results show that
the light limitation should explain the weak relationship between chlorophyll-a and total
phosphorus and nitrogen concentrations. We concluded that the water of Mendubim
reservoir is suitable for intensive fish cage aquaculture. Based on the carrying capacity
calculations for this reservoir, we found that the maximum sustainable yield of tilapias in
cages in the reservoir is 126 ton per year assuming a factor of food conversion of 1.5: 1.0
and a phosphorus content in the fish food of 1%.
Key words: Reservoir, semi-arid, eutrophication, carrying capacity, fish culture.
1- Introdução
A eutrofização é o enriquecimento do ecossistema aquático com nutrientes,
especialmente nitrogênio e fósforo, causando uma série de alterações, tais como o aumento
da produção de matéria orgânica (Smith et al., 2006) e deterioração da qualidade da água,
representando uma das mais comuns e complexas perturbações observadas nos lagos e
reservatórios do mundo (Carpenter et al. 1998). A intensificação das atividades biológicas
pelo enriquecimento de nutrientes conduz o ecossistema aquático a transformações
dramáticas na sua estrutura e funcionamento (Smith, et al. 2006). Suas conseqüências vêm
sendo investigadas há várias décadas, especialmente no hemisfério norte, entretanto, em
regiões tropicais os estudos sobre eutrofização são relativamente escassos.
Em regiões de clima temperado o fósforo apresenta-se geralmente como elemento
limitante ao crescimento fitoplanctônico (Mazumder, 1994; Huszar et al., 2005; Huszar et
al, 2006). Por outro lado, alguns estudos sugerem que o nitrogênio deve ser mais limitante
em lagos tropicais (Smith, 1982; Lewis,2002), no entanto, evidências recentes sugerem que
o nitrogênio não deve ser o único fator limitante ao crescimento fitoplanctônico nesses
ambientes (Huszar, et al., 2006). Nos trópicos semi-áridos, os ecossistemas aquáticos
predominantes são lagos artificiais, construídos para armazenar água durante o longo
período de estiagem. Esses ecossistemas devem apresentar respostas diferentes à
eutrofização quando comparados com lagos de zonas úmidas, de onde se originaram os
conceitos clássicos da eutrofização. Lagos semi-áridos tropicais são relativamente rasos,
tendem a sofrer grande aporte de nutrientes e sedimentos devido à elevada razão entre a
área da bacia de drenagem e a área do lago, apresentam altas taxas de evaporação e
acentuada turbidez, causada pela elevada quantidade de sólidos suspensos na água. Esse
cenário pode resultar na limitação da produção primária do fitoplâncton pela
disponibilidade de luz (Thornton & Rast 1989, 1993; Sousa et al., 2008; Rocha, 2006).
Portanto, os critérios para classificar o estado trófico de um lago numa região semi-árida
devem ser distintos daqueles desenvolvidos para lagos em regiões úmidas (Thornton &
Rast 1993). De um modo geral, lagos artificiais em regiões semi-áridas possuem menor
biomassa fitoplanctônica por unidade de concentração de nutrientes devido à baixa
11
disponibilidade de luz (Thornton & Rast 1993). Com isso, esses ambientes tendem a
suportar uma maior carga externa de nutrientes sem alterar seu estado trófico.
A comunidade fitoplanctônica também é um discriminador ambiental eficaz no
diagnóstico do estado trófico de um corpo aquático (Beyruth, 1996; Calijuri, 1999; Henry,
1999). Isto porque a sucessão fitoplanctônica e a composição dessa comunidade são
influenciadas pelas condições ambientais, especialmente pela disponibilidade relativa de
nutrientes (Sommer et al. 1986). O aporte de nutrientes por fontes externas em um
ecossistema aquático potencialmente altera os padrões de competição por nutrientes entre
os organismos planctônicos e consequentemente provoca alterações na estrutura do
fitoplâncton. (Tilman et al., 1982; Sommer, 1989). A ocorrência de tais alterações, bem
como o aumento da freqüência e intensidade das florações de cianobactérias
potencialmente tóxicas são os efeitos mais consistentes da eutrofização em ecossistemas de
água doce (Downing et al. 2001; Huisman et al. 2005). As florações de cianobactérias
causam um amplo impacto social, econômico e ambiental, ocasionando sérios problemas
para a qualidade da água, recursos pesqueiros, aqüicultura e, principalmente para a saúde
humana (Bouvy et al., 2000). Isto ocorre devido à síntese de toxinas (hepatoxinas,
neurotoxinas e dermatotoxinas) por esses microrganismos no ecossistema (Carmichael,
1994).
Juntamente com o fitoplâncton, a comunidade zooplanctônica é composta por
organismos com grande sensibilidade ambiental, podendo ser utilizados como
bioindicadores de mudanças ambientais causadas por impactos antropogênicos (Attayde &
Bozelli, 1998; Pinto-Coelho et al., 2005), isto acontece principalmente devido a ligação
direta desses organismos aos produtores primários do ambientes tornando-o extremamente
suscetível às mudanças estruturais ocorridas neste nível trófico inferior, já que estes são
extremamente sensíveis as condições ambientais (Eskinazi- Sant’anna, et al., 2008). As
implicações ecológicas das florações das cianobactérias também podem ser observadas nas
cadeias alimentares aquáticas, como a redução de herbivoria pelo zooplâncton
(Christoffersen, 1996). Em geral, a comunidade zooplanctônica é afetada de forma negativa
quando cianobactérias apresentam-se em elevadas densidades no ambiente. A redução do
crescimento populacional de organismos zooplanctônicos alimentados com cianobactérias
tem sido associada a sua morfologia filamentosa e/ou colonial, à produção intracelular de
12
metabólitos secundários com propriedades tóxicas, e a deficiências em nutrientes essenciais
(Lampert 1987; DeMott 1989; Boon et al. 1994).
Conseqüências relacionadas à eutrofização, tornam-se mais evidentes em regiões
áridas ou semi-áridas, devido aos seus recursos hídricos caminharem para a insuficiência ou
apresentam níveis elevados de poluição. As regiões semi-áridas são caracterizadas por um
déficit hídrico prolongado, provocado pela baixa precipitação média anual e altas taxas de
evaporação (Pedro, 2003). O semi-árido brasileiro cobre cerca de 10% do território
nacional, sendo a água reconhecida como um fator limitante ao desenvolvimento
econômico da região (Tucci et al, 2000). A construção de reservatórios superficiais tem
sido a solução adotada para superar o problema de déficit hídrico no semi-árido. Entretanto,
a utilização desses mananciais para múltiplas finalidades, tais como o abastecimento
doméstico, irrigação, pesca e aqüicultura, tem levado a crescentes conflitos no uso da água.
O estado do Rio Grande do Norte, por exemplo, com 91,69 % do seu território inserido na
região semi-árida, embora apresente condições de oferta de água naturalmente
desfavoráveis, possui uma crescente demanda hídrica frente ao incremento da agricultura
irrigada, (SEMARH, 2007). Como também, esses ecossistemas aquáticos são
frequentemente sujeitos ao aporte de altas cargas de nutrientes como nitrogênio e fósforo,
oriundos principalmente da atividade agrícola e esgotos domésticos, e apresentam crescente
eutrofização (Bouvy et al.,2000; 2001; Costa, 2003 ).
O reservatório Mendubim no Estado do Rio Grande do Norte, um dos principais
açudes do município de Assu, também se insere nesse contexto, dada à ocupação de suas
margens por residências e conseqüente aporte de efluentes domésticos no ecossistema
aquático. A adoção desse reservatório como unidade de estudo vem proporcionar o
conhecimento das condições físico-quimicas, como também da biodiversidade aquática
local. Já que, até o momento informações diagnosticas sobre as condições limnológicas
desse reservatório inexistem.
Como podemos observar vários fatores interferem diretamente na dinâmica de um
ecossistema aquático, com isso, estes necessitam de um freqüente programa de
monitoramento, já que essas águas são fontes de abastecimento público, irrigação, como
também, servem de locais para cultivo de peixes. A condição climática do Nordeste
brasileiro, principalmente a da zona semi-árida, trás para a sua população a necessidade
13
por fontes alternativas de proteína animal. No estado do Rio Grande do Norte, ações
governamentais têm sido propostas no sentido de consolidar a piscicultura em tanques-
rede como uma importante atividade econômica no semi-árido potiguar. Apesar de ter
uma finalidade de melhorar a condição de vida dos habilitantes dessa região, essa
atividade quando não é praticada de forma sustentável, pode degradar profundamente o
ecossistema aquático.
O Brasil apresenta grande potencial para desenvolvimento da aqüicultura, por conta
dos seus vastos recursos hídricos, das suas condições climáticas e da sua biodiversidade
(Nuñer,2005). O cultivo de peixes em tanques-rede e gaiolas é a alternativa de
investimento de menor custo e maior rapidez de implantação, que possibilitará um
adequado aproveitamento destes recursos hídricos e a rápida expansão da piscicultura
industrial no país (Kubitza, 1999). A piscicultura intensiva, em tanques-rede, tem sido
apontada como um agronegócio capaz de melhorar as condições sociais e econômicas das
populações residentes nos entornos dos reservatórios de médio e grande porte do semi-
árido brasileiro. Esses tanques-rede são estruturas de tela ou rede, fechadas de todos os
lados, fixadas dentro do lago, para aprisionar os peixes e permitir a troca completa de
água, de forma a remover os seus metabólitos e fornecer oxigênio aos organismos
confinados (Beveridge, 1987).
Apesar dos seus benefícios sócio-econômicos, a aqüicultura quando não é realizada
de forma sustentável, pode causar degradação da qualidade da água do ecossistema
aquático. Em muitos casos, peixes cultivados em tanques-redes são alimentados com
dietas de alto teor protéico, e os desperdícios derivados dos alimentos são diretamente ou
indiretamente libertados no ambiente circunvizinho (Pagand, et al. 2000; Effendie et al.,
2005). Esse impacto negativo é relacionado principalmente à adição de nutrientes
particulados ou dissolvidos, proveniente da excreção animal ou resíduos da alimentação
(Phillips, Beveridge & Ross, 1985; Ackefors & Enell, 1990). Esses efluentes do cultivo
têm sido comparados aos efluentes domésticos, liberando grande quantidade de
nitrogênio e fósforo, produtos químicos e matéria orgânica, favorecendo a aceleramento
do processo de eutrofização nos ambientes aquáticos. Causando assim, uma diminuição
do teor de oxigênio dissolvido principalmente nas camadas mais profundas do
14
reservatório, como também o surgimento de patógenos, o que pode acarretar na
mortalidade dos peixes (Naylor et al., 2000).
Para estimar o nível máximo de produção que um corpo aquático é capaz de
sustentar, onde não haja interferência na sua estrutura biótica e abiótica, é necessário
avaliar a capacidade suporte desse ambiente. (Beveridge, 1987). Para a aplicação do
conceito de capacidade de suporte para ecossistemas, com a finalidade de promover
cultivos animais, se faz necessário considerar esta habilidade como uma característica
intrínseca do ecossistema analisando a sua produtividade máxima e também a sua
capacidade de assimilar os impactos provenientes desta atividade (Angelini, 2000).
Como forma de prevenção das alterações no funcionamento e na dinâmica do corpo
aquático, o monitoramento limnológico da qualidade da água, através da análise das
condições nutricionais, constitui um importante instrumento de gestão ambiental. Através
das informações obtidas, é possível definir políticas para uso da água, estabelecer critérios
de qualidade e definir ações de controle da poluição. O objetivo principal do
desenvolvimento sustentável dessa atividade pressupõe o uso máximo de um recurso sem
causar danos à capacidade regenerativa do sistema.
Com isso, esse trabalho teve como objetivos: i) avaliar o estado trófico do
reservatório Mendubim (Rio Grande do Norte) com base nas concentrações de clorofila-a,
de fósforo e nitrogênio total, e na transparência da água; ii) relacionar os padrões de
variação temporal da composição e biomassa do fitoplâncton e zooplâncton às variações do
estado trófico do reservatório e iii) determinar a capacidade suporte do reservatório para o
desenvolvimento de atividades de piscicultura em tanques-redes, minimizando os impactos
da atividade sobre a qualidade de água desse reservatório.
15
2- Material e Métodos
2.1 Área de Estudo
O reservatório Mendubim, situado no semi-árido do Estado do Rio Grande do
Norte, Brasil, é formado pelo barramento do rio Paraú, afluente da margem esquerda do rio
Piranhas-Assu, a principal bacia hidrográfica do Estado (Figura 01, Tabela 01). A
construção do reservatório Mendubim foi realizada pelo Departamento Nacional de Obras
Contra as Secas (DNOCS), com obra finalizada no ano de 1959 (SEMARH,2007). Sua
bacia hidráulica possui 970,71 hectares e sua capacidade acumulativa é de 76.349.500,00
m³. O reservatório Mendubim é utilizado principalmente para abastecimento humano,
irrigação, lazer e atividade de piscicultura extensiva (DNOCS, 2007). As principais
atividades econômicas exercidas na área do entorno do reservatório são as plantações na
vazante, tais como as culturas de subsistência de milho, feijão e capim. As fontes mais
importantes de cargas poluidoras são difusas, oriundas de atividades antrópicas diversas
(DNOCS 2007).
O clima em toda a extensão da bacia, seguindo a classificação de Köppen é do tipo
quente e semi-árido, com a estação chuvosa se atrasando para o outono. De um modo geral,
as chuvas anuais médias de longo período são quantificadas entre 500 mm e 600 mm
(SEMARH, 2007). Apresenta elevada taxa de evapo-transpiração, elevadas temperaturas
médias anuais entre 26 e 28ºC (Brasil, 2005). A vegetação natural é do tipo xerófila
(plantas adaptadas às secas, que trocam folhas por espinhos, têm raízes profundas e
armazenam água), pertencente ao bioma caatinga (Oyama & Nobre, 2004). Os solos na sua
maioria apresentam dominância Bruno Não Cálcico e Solos Litólicos Eutróficos, os quais
são caracterizados por se apresentarem susceptíveis à erosão (SEMARH, 2007).
16
Figura 01 - Bacia Hidrográfica Piranhas/Açu com destaque para o reservatório Mendubim.
Tabela 01 – Valores médios, mínimo e máximo e desvio padrão da área (A), volume (V),
vazão liberada e profundidade média (Zm = V/A) do reservatório Mendubim. Esses
valores são baseados em uma série histórica de médias mensais dessas variáveis entre
fevereiro/1997 e janeiro de 2007.
N Média Mínimo Máximo DP
Área (m²) 149 5.733.066,01 689,304 9.707.124,00
274,45
Volume (m³) 149 34.676.837,19
1.154.000,00
76.349.500,00
2511,9
Vazão (m³/s) 149 0,17 0 0,25 1,7
Vazão (m³/ano) 149 5.375.836,80 1.576.800,00
7.884.000,00
230,9
Zm (m) 149 6,048 1,67 7,87 1,7
Fonte: Secretaria de Meio Ambiente e Recursos Hídricos.
17
2.2 Coletas de amostras e análises limnológicas
As Coletas de água foram realizadas mensalmente no período de julho de 2006 a
julho de 2007, com exceção do mês de fevereiro e junho/2007, em três pontos ao longo do
eixo longitudinal do reservatório: P1 (05° 42’26,6”S e 36°58’50,1”W) próximo à
desembocadura do principal tributário, P2 (05° 40’77,0”S 36°57’53,8”W) na área central
do reservatório e P3 (05° 38’99,0”S 36°55’98,0”W) próximo à barragem (Figura 02). Os
dados de volume de água do reservatório em todo período de estudo foram fornecidos pela
Secretaria de Meio Ambiente e Recursos Hídricos do Rio Grande do Norte
(SEMARH,2007).
Figura 2 - Imagem de satélite do reservatório
Mendubim com os pontos de coleta.
18
A transparência da água foi medida in situ com auxilio de um disco de Secchi. Em
cada ponto amostral, amostras de água foram coletadas com garrafa tipo Van Dorn a cada
metro de profundidade, ao longo de toda a coluna de água, e integradas numa única amostra
representativa, de onde foram retiradas sub-amostras para análises químicas e biológicas.
Sub-amostras para a determinação das concentrações de nitrogênio e fósforo total foram
acondicionadas em garrafas de polietileno previamente lavadas com HCl e água destilada,
resfriadas em caixas térmicas com gelo durante o transporte para o laboratório, e
armazenadas em freezer. Logo após a coleta, alíquotas (50 ml) foram filtradas em filtros de
fibra de vidro 934-AH Whatman (porosidade=1,5µm), para análises de clorofila-a e sólidos
em suspensão. Sub-amostras (200 ml) para posterior identificação e contagem do
fitoplâncton foram preservadas em solução de lugol acético.
A concentração de clorofila-a foi determinada através de espectrofotômetro, após
extração do pigmento com etanol a 95% por aproximadamente 20 horas (Marker et al.1980;
Jespersen e Christoffersen, 1988). A concentração de fósforo total foi determinada
colorimetricamente pelo método do ácido ascórbico após oxidação da amostra com
persulfato de potássio (APHA ,1998). A concentração de nitrogênio total foi medida a
partir dos métodos de Valderrama (1981), que se baseia na oxidação simultânea da maior
parte dos compostos nitrogenados em meio básico, e Muller & Weidemann (1955), que se
baseia na reação do nitrato com salicilato de sódio.
A razão NT/PT foi estimada a partir dos
valores de nitrogênio e fósforo total.
As concentrações de sólidos suspensos totais (fixos e voláteis) foram determinadas
por gravimetria de acordo com APHA (1998). Para tanto, as amostras de água foram
filtradas em filtros Whatman 934-AH previamente secos e pesados. Os filtros contendo o
material particulado foram novamente secos em estufa à 105ºC por aproximadamente 1
hora e logo em seguida pesados em balança analítica. Este procedimento foi repetido até
que fosse atingindo um peso estável. Em seguida, os filtros foram incinerados em mufla à
550° C por 15 minutos e as cinzas foram pesadas visando determinar as concentrações de
sólidos fixos em suspensão. Sólidos voláteis suspensos (SVS) foram determinados pela
diferença dos sólidos suspensos totais (SST) e sólidos fixos suspensos (SFS).
Para a análise qualitativa do fitoplâncton, amostras foram coletadas em arrastos
verticais e horizontais com rede de plâncton (20 µm) e fixadas com formol a 4%. A
19
identificação e quantificação do fitoplâncton foram feitas em microscópio invertido de
marca Olimpus modelo IX70, e seguiu o método de Utermöhl (1958). A densidade dos
organismos (células, colônias e filamentos), em indivíduos.
mL
-1
, foi determinada em
campos aleatórios. 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 de
espécies mais abundantes e pela curva de estabilização das espécies, sendo o erro menor
que 20%, a um coeficiente de confiança de 95% seguindo o critério de Lund et. al. (1958).
Para quantificar o biovolume do fitoplâncton foram medidos pelo menos 25 indivíduos das
espécies mais abundantes utilizando-se fórmulas geométricas sólidas similares (Hillebrand
et al. 1999).
Para a coleta do mesozooplâncton foram feitos três arrastos verticais, com rede de
200µm, a partir de 1m do fundo de cada ponto de coleta. Foi utilizada rede de 200µm,
devido o mesozooplâncton (copépodos e cladóceros) apresentar maior capacidade de
filtração e consequentemente maior capacidade de controlar as populações de algas.
Portanto, esta fração de zooplâncton poderia explicar parte da variação observada na
biomassa de fitoplâncton do reservatório. O volume de água filtrado foi calculado pelo
produto da área da boca da rede e a profundidade do arrasto, assumindo 100% de eficiência
de filtragem pela rede. As amostras coletadas foram acondicionadas em frascos de
polietileno e fixadas em formol 4%. As análises qualitativa e quantitativa do
mesozooplâncton foram realizadas com auxílio da câmara de Sedwick-Rafter, em
microscópio óptico. Foram contadas de três a cinco sub-amostras para cada amostra
coletada no campo até que o coeficiente de variação fosse igual ou inferior a 20, ou seja, o
erro associado às contagens dos organismos não fosse maior que 20%. Subseqüentemente
foi feita uma média para cada grupo de organismos contados nas sub-amostras, onde o
número médio de organismos foi multiplicado pelo volume da amostra (mL) e dividido
pelo volume da sub-amostra (1mL) para estimar a quantidade total de organismos na
amostra. Em seguida a quantidade de organismos na amostra foi dividida pelo volume de
água (L) amostrado no campo para calcular a densidade original (Ind.L
-1
) dos organismos
zooplanctônicos na amostra. Para a estimativa da biomassa zooplanctônica foram medidos
pelo menos 30 indivíduos, o peso fresco foi estimado através do biovolume de cada
indivíduo, assumindo que 10
6
µm
3
corresponde a 1µg do peso fresco. O peso seco foi
20
estimado como sendo 10% do peso fresco (Pace & Orcutt, 1981). Para os cladóceros e
copépodos foram utilizadas equações de regressão relacionando peso seco e comprimento
de acordo com Bottrell et al. (1976).
2.3- Análise estatística
No presente estudo, foram realizadas análises de regressões lineares com objetivo
de quantificar as relações: (1) entre as concentrações de nutrientes (nitrogênio e fósforo) e a
biomassa total do fitoplâncton; (2) entre as concentrações de nutrientes (nitrogênio e
fósforo) e a biomassa de cianobactérias; (3) entre as concentrações de clorofila e sólidos
fixos e voláteis suspensos e a transparência da água e, (4) entre a biomassa fitoplanctônica e
zooplânctonica no reservatório Mendubim. Foi utilizada uma análise de variância simples
(ANOVA) para avaliar se os diferentes pontos de coleta no reservatório diferiam com
respeito as suas variáveis limnológicas (ANEXO 2). As analises estatísticas foram
realizadas com o auxilio do software Statistica 6.0 da StatSoft. Antes da análise, os dados
foram transformados em logaritmo natural para atender as premissas de linearidade e
normalidade dos resíduos.
2.4- Capacidade de suporte do reservatório
Levando-se em consideração que a abundância algal é negativamente
correlacionada à qualidade da água, e de que o fósforo (P) é geralmente o nutriente mais
limitante ao crescimento fitoplanctônico, utilizamos o modelo de Dillon & Rigler (1974),
para determinar a capacidade de suporte do reservatório Mendubim para fins de piscicultura
intensiva. O modelo considera que a concentração de fósforo total [P] em um dado corpo
d’água é determinada pela carga de P, tamanho do lago (área e profundidade média), taxa
de renovação da água (fração da coluna d’água perdida anualmente para jusante e a fração
de P permanentemente perdida para o sedimento).
Segundo o modelo, em uma situação de equilíbrio:
[P] = L (1-R) / zp,
Onde:
21
[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
p é a taxa de renovação de água em volumes por ano.
Sendo que R= 1- (qo [P]o / qi [P]i), onde:
qo= vazão efluente em m
3
/ano
qi= 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 nesse modelo, pode-se determinar a capacidade de suporte de um lago ou
reservatório para a aqüicultura em tanques-redes. Partindo-se do pressuposto de que a
concentração original de P sofrerá um aumento como resultado da atividade de piscicultura
até o nível determinado pela função dos usos pretendidos para este ecossistema. Assim, a
capacidade de carga de fósforo que um reservatório pode receber para atividade de
piscicultura intensiva em tanques-rede [P], pode ser expressa como a diferença entre a
concentração de fósforo antes da atividade aqüicola [Pi], e a concentração de fósforo final
desejável ou aceitável [Pf]. No presente estudo, adotaremos como valor de [Pf] o limite de
60µg l
-1
estabelecido em um estudo sobre tipologia de reservatórios de regiões semi-áridas
como sendo o limite critico para classificar reservatórios como eutróficos nessas regiões
(Thornton & Rast, 1993). Dessa forma, a carga de P máxima permitida para a atividade de
piscicultura intensiva foi calculada através da seguinte equação:
zp
RpLp
PiPfP
)1(
][][][
−
=−=∆
Onde, L é a carga aceitável de P-total derivada da aqüicultura em tanques-rede e R é a
fração da carga de P-total que é retida no reservatório. A partir do cálculo de L, estimou-se
a produção máxima sustentável de peixes (toneladas/ano) em tanques-rede da seguinte
maneira: multiplicou-se L (em mg/m²ano) pela área média (m²) do reservatório para
encontrar a carga de P máxima permitida (Kg/ano) para todo o reservatório; em seguida,
esta carga foi dividida pela quantidade de P liberada para o ambiente por tonelada de peixe
22
produzida (Kg de P/ton de peixe) para encontrar a produção máxima sustentável de peixes
(toneladas/ano).
Para o cálculo da quantidade de P liberada por tonelada de peixe produzida, deve-se
levar em consideração a espécie cultivada, a taxa de conversão alimentar e o conteúdo de
fósforo na ração. A espécie escolhida neste estudo é a Oreochromis niloticus (tilápia do
Nilo), que apresenta um conteúdo de P corporal que corresponde a 0,9% do seu peso úmido
(Dantas & Attayde, 2007). A taxa de conversão alimentar nos atuais sistemas de cultivo
varia de 1,5:1 a 2:1 e o conteúdo de fósforo das rações comerciais mais utilizadas pode
variar de 0,6% a 1,0% .
Este modelo proposto para estimar a capacidade suporte da piscicultura intensiva
em tanques-redes, representa uma ferramenta bastante útil, no entanto, existem restrições
para a aplicação do modelo em ecossistemas lacustres cujo nutriente limitante não é o
fósforo (Beveridge, 1987). Com isso, a importância do nitrogênio como elemento limitante
à produção primária do reservatório será avaliada através do monitoramento das razões
entre as concentrações de nitrogênio e fósforo total na água. Razões atômicas entre N e P
inferiores a 14:1 indicam provável limitação por nitrogênio ( Downing & McCauley, 1992).
Portanto, o modelo de Beveridge não será aplicado à água do açude Mendubim, se esta
apresentar razões N:P médias inferiores à 14:1.
Os dados hidrológicos do reservatório Mendubim, dos últimos dez anos foram
fornecidos pela Secretária de Meio Ambiente e Recursos Hídricos do Estado do Rio Grande
do Norte (SEMARH) (ANEXO 5).
23
0
20
40
60
80
100
julho
ago
st
o
set
e
mbro
o
ut
ubro
nove
m
br
o
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ez
e
m
b
ro
jan
e
iro
m
a
rço
abril
m
a
io
julho
% Volume (m³)
3-Resultados
3.1- Variáveis Limnológicas
Durante o período de estudo o reservatório Mendubim apresentou volume
praticamente constante, próximo a sua capacidade máxima de armazenagem (Figura 03).
A profundidade média dos pontos de coleta, nos meses de estudo foi de 10,5m
(±2,04), sendo a profundidade máxima de 18,5m em agosto/2006 no ponto 3 e mínima de 4
m em abril/2007 no ponto 1. Observamos que o ponto de coleta 1 é o que apresentou
menor profundidade, já o ponto 3 é o mais fundo, e este padrão permanece em todo período
de estudo (figura 4). Observamos que a profundidade dos pontos de coleta não apresentou
variação acentuada ao longo do período de estudo.
Figura 04: Profundidade do reservatório Mendubim, nas três estações de
coleta ao longo do período de estudo.
Figura 03: Porcentagem do volume do reservatório Mendubim em
relação ao volume máximo do reservatório em todo período de
estudo
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
20
ju
l/
0
6
a
g
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t
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o
u
t
/0
6
nov/06
dez/06
j
an/0
7
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v/
0
7
m
a
r
/0
7
abr
/
07
mai/0
7
j
u
n
/0
7
jul/07
Profundidade (m)
P1
P2
P3
24
Quanto à transparência da água, podemos observar que as águas do reservatório
Mendubim apresentam-se relativamente transparentes, com valor médio de 1,7m (±0,3),
com valor máximo encontrado em novembro/2006, maio e julho/2007 de 3m no ponto 3 e
valor mínimo de 0,8m no ponto 1. Em todo período de estudo, o ponto 1 apresentou-se
mais turvo, com menor valor de transparência da água, e o ponto 3 foi o que apresentou
maior transparência da água no reservatório. A transparência da água apresentou diferença
de até dois metros ao longo do ano, especialmente na região mais profunda (Figura 05).
Figura 05: Transparência da água nas três estações de coleta, ao longo do
período de estudo no reservatório Mendubim.
As maiores concentrações de sólidos totais em suspensão foram observadas nas
amostragens do mês de dezembro de 2006 e as menores em setembro de 2006 (Figura 6 a).
A concentração média de sólidos totais em suspensão de todos os pontos e meses de coleta
foi de 4,50 mg l
-1
(±1,93). A concentração média de sólidos fixos encontrada foi de 2,22 mg
l
-1
(±2,02), as maiores concentrações encontradas foram no mês de dezembro/2006 com
valor de 8,8 mg l
-1
no ponto 1 e menor valor nos meses de outubro e novembro/2006 no
ponto 3, com valor de 0,05 mg l
-1
(Figura 6b). Os sólidos voláteis apresentou concentração
média de 3,10 mg l
-1
(±1,60), os maior valor encontrado, foi no mês de janeiro/2007 no
ponto 2 com valor de 6,6 mg l
-1
, já o menor valor foi observado no mês de agosto/2006 no
ponto 3 com concentração de 0,2 mg l
-1
(Figura 6c).
0
0,5
1
1,5
2
2,5
3
3,5
jul/06
ago/06
set/06
o
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0
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/
0
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m
a
i/
07
jun
/
0
7
jul/07
Transparência da água (m)
P1
P2
P3
25
Figura 06: Concentração de sólidos totais (a), fixos (b) e voláteis em
suspensão(c), nos três pontos de coleta, ao longo do período de estudo no
reservatório Mendubim.
0
1
2
3
4
5
6
7
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9
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jul/0
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/
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0
7
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/
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m
a
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/0
7
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mai/07
jun/07
jul/07
Sólidos Totais (m g
-1
)
P1
P2
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0
1
2
3
4
5
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jul/06
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0
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mar/
0
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b
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mai/07
j
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/
0
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ju
l
/07
Sólidos Fixos (mg.l
-1
)
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P2
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1
2
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4
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ju
l
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e
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/06
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6
nov/06
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/
0
6
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a
n/07
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ma
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abr/07
m
a
i/07
j
u
n/07
jul/07
Sólidos Voláteis (mg.l
-1
)
P1
P2
P3
a)
b)
c)
26
A concentração média de fósforo total (PT) encontrada no reservatório Mendubim
durante o estudo foi de 30,8 µg l
-1
(±12,3). A concentração de fósforo total mais elevada foi
verificada em março/2007 com concentração de 82 µg l
-1
no ponto 3, já a concentração
menor também foi observada no mês de março/2007 com valor de 3,7 µg l
-1
no ponto 1. A
maioria dos meses amostrados, mostrou valores de fósforo total abaixo do limite
estabelecido pela resolução CONAMA/357, para águas da classe II que é 30 µg l
-1
(Figura
07).
Figura 07: Concentração de fósforo total nos três pontos de coleta, ao longo do
período de estudo no reservatório Mendubim.
As concentrações de nitrogênio total foram elevadas durante todos os meses
amostrados (Figura 08), com concentração média de 1711,1 µg l
-1
(±151,5), com
concentração maior em julho/2006 e março/2007 com valor de 2100 µg l
-1
nos pontos de
coleta 2 e 3, e menor em março/2007 com valor de 1300 µg l
-1
no ponto 2.
0
10
20
30
40
50
60
70
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jul/06 ago/06 set/06 out/06 nov/06 dez/06 jan/07 fev/07 mar/07 abr/07 mai/07 jun/07 jul/07
Fósforo Total (µg l
-1
)
P1
P2
P3
27
Figura 08: Concentração de Nitrogênio total nos três pontos de coleta, ao
longo do período de estudo no reservatório Mendubim.
A razão NT/PT apresentou variação de 65,4 (±12,4) no mês de março de 2007, a
269,7 ((±81,6) em agosto de 2006 (Figura 09). A maior razão encontrada 431,8 no mês
de maio/2007 no ponto 1, e menor no mês de março/2007 no ponto 3. Analisando a
variação espacial da razão N:P, podemos observar uma diminuição em direção a
barragem em praticamente todos os meses amostrados(Figura 09)
Figura 09: Razão NT:PT nos três pontos de coleta, ao longo do período de
estudo no reservatório Mendubim.
O valor médio de clorofila-a encontrado em todo período de estudo foi de 5,62
µg l
-1
(±2,03). Concentrações mais elevadas de clorofila-a foram verificados em
novembro/2006 e dezembro/2006 (11,9 µg l
-1
) nos pontos 1 e 3 respectivamente,
enquanto concentrações mais reduzidas ocorreram em março/2007 (1,19µg l
-1
) no ponto
0
500
1000
1500
2000
2500
jul/06 ago/06 out/06 mar/07 mai/07 jul/07
Nitogênio Total (µg l
-1
)
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100
150
200
250
300
350
400
450
500
jul/06 ago/06 out/06 mar/07 mai/07 jul/07
Razão NT:PT
P1
P2
P3
28
2 .Valores mais elevados de clorofila-a foram observados no ponto 1, em quase todo o
período de estudo (Figura 10)
Figura 10: Concentração clorofila-a nos três pontos de coleta, ao longo do período
de estudo no reservatório Mendubim.
A comunidade fitoplanctônica do reservatório Mendubim, foi representada por
39 táxons (Tabela 3 em anexo), distribuídos entre Cianobactérias (13), Clorofíceas (15),
Diatomáceas (6), Euglenofíceas (4) e Xantofíceas (1). Chlorophyceae foi a classe que
apresentou uma maior riqueza especifica de táxons (39%), sendo a espécie Gloeocystis
vesiculosa a mais freqüente durante todo o período estudado (100% de freqüência). Em
seguida, a classe Cyanophyceae esteve presente com 33% dos táxons, sendo
Aphanocapsa delicatissima a espécie com maior freqüência presente em todos os meses
e pontos amostrados no reservatório. A divisão Bacillariophyta representou 15% dos
táxons, enquanto as classes Euglenophyceae e Xanthophyceae tiveram 10 e 3% dos
táxons, respectivamente (Figura 11).
0
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mar/
07
abr/07
mai/07
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0
7
jul/07
Clorofila-a (µg l
-1
)
P1
P2
P3
z
29
33%
39%
15%
3%
10%
CYANOPHYCEAE CHLOROPHYCEAE BACILLARIOPHYTA
XANTHOPHYCEAE EUGLENOPHYCEAE
Figura 11: Porcentagem dos táxons identificados no reservatório Mendubim em
todo período de estudo.
A densidade média total da comunidade fitoplanctônica do açude Mendubim
variou de 1.123 ind.mL
-1
(±1945) em outubro/2006 a 26.035 ind.mL
-1
(±1368) em
maio/2007, com média de 12.512,7 ind.mL
-1
(±8986). Cianofícea foi o grupo dominante,
com densidade variando entre 2.772 ind.mL
-1
em outubro/2006 a 25.677 ind.mL
-1
em
maio/2007. Pode-se observar uma tendência de aumento da densidade do fitoplâncton a
partir do mês de novembro de 2006 até julho de 2007 (Figura 12).
Figura 12: Densidade média das classes de fitoplâncton encontradas ao longo do
período de estudo no reservatório Mendubim.
O biovolume algal médio no reservatório Mendubim em todo período de estudo
foi de 5,53 mm³/L. O maior biovolume algal encontrado foi de 25 mm³/L no mês de
março/2007 no ponto 2 e o menor encontrado foi de 0,02 mm³/L em abril/2007 no
ponto1(Figura 13) .A classe Cyanophyceae foi a de maior contribuição em relação ao
0
5000
10000
15000
20000
25000
30000
jul/06 ago/06 set/06 out/06 nov/06 dez/06 jan/07 mar/07 abr/07 mai/07 jul/07
ind.mL
-1
CYANOPHYCEAE CHLOROPHYCEAE BACILLARIOPHYTA EUGLENOPHYCEAE XANTHOPHYCEAE
30
biovolume total do reservatório, com média de 3,55 mm³/L, em seguida a classe
Chlorophyceae com apresentou em média 1,98 mm³/L, já as classes Bacillariophyta,
Euglenophyceae e Xanthophyceae apresentaram (0,24 mm³/L, 0,07 mm³/L e 0,04
mm³/L) respectivamente.
Figura 13: Biovolume fitoplanctônico por classe taxonômica (Cyanophyceae,
Chlorophyceae, Bacillariophyceae, Xanthophyceae e Euglenophyceae) dos três
pontos de coleta no reservatório Mendubim em todo o período de estudo.
0
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4
6
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B io vo lu m e F ito p lan ctô n ico (m m ³/l)
jul/06 ago/06 set/06 out/06 nov/06 dez/06 jan/07 fev/07 mar/07 abr/07 mai/07 jun/07 jul/07
PONTO
I
0
2
4
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8
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14
16
18
20
22
24
26
Biovolume Fitoplanctônico (mm³/l)
jul/06 ago/06 set/06 out/06 nov/06 dez/06 jan/07 fev/07 mar/07 abr/07 mai/07 jun/07 jul/07
PONTO II
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
Biovolume Fitoplanctônico (mm³/l)
jul/06 ago/06 set/06 out/06 nov/06 dez/06 jan/07 fev/07 mar/07 abr/07 mai/07 jun/07 jul/07
CYANOPHYCEAE CHLOROPHECEAE BACILLARIOPHYTA XANTHOPHYCEAE EUGLENOPHECEAE
PONTO III
31
O biovolume médio da classe Cyanophyceae nos três pontos de coleta, no
reservatório variou entre 0,19mm³/L em outubro/06 a 12,111mm³/L em março/07, com
média de 3,557mm³/L. Em três ocasiões (novembro e dezembro de 2006 e maio de
2007) o biovolume das cianobactérias excedeu o valor máximo estabelecido pela
resolução CONAMA nº 357 (2005) para água de classe II, destinadas ao consumo
humano e ao cultivo de organismos aquáticos, que é de 5 mm³/L (Figura 14)
O mesozooplanctôn do reservatório Mendubim em todo período de estudo foi
representado por seis gêneros, três dos quais pertencem à ordem Cladocera
(Diaphanosoma, Daphnia e Ceriodaphnia) e três à ordem Copepoda (Notodiaptomus,
Argyrodiaptomus e copepodito de Calanoida). A densidade média de cladóceros foi
maior do que a de copépodos calanoides com 8,78 ind/ L
(±5,3) e 6,13 ind/ L
(±3,6)
respectivamente. Dentre os gêneros que apresentaram maior densidade, destacam-se
Notodiaptomus e Daphnia, com 4,15 ind/ L
(±2,13) e 3,9 ind/ L
(±4,3) respectivamente
(Figura 16). Por outro lado, os copépodos apresentam praticamente em todo período, e
nos três pontos de coleta maior biomassa que os cladóceros, com valores de 136,4
µg.P.S.L
-1
(±64,61) e 74,3 µg.P.S.L
-1
(±73,3) respectivamente (Figuras17). O gênero
Notodiaptomus, foi o que apresentou maior biomassa com média de 70,64 µg.P.S.L
-1
(±35,5).
Figura 14: Biovolume de cianobactérias (mm³/L) no reservatório Mendubim
ao longo do período de estudo (a linha reta representa o valor máximo
permitido pela resolução CONAMA 357 de março de 2005 (5 mm³/L).
0
5
10
15
20
25
jul/0
6
a
g
o/0
6
s
e
t/06
o
u
t/0
6
n
ov/
0
6
de
z/
06
jan/07
mar/07
a
b
r/07
m
a
i/0
7
jul/07
Biovolume (mm³/L)
Cianobactérias
CONAMA 375/05
32
Figura 15: Densidade média total do mesozooplâncton ao longo do período de
estudo no reservatório Mendubim.
Figura 16: Densidade média dos grupos do mesozooplâncton no reservatório
Mendubim encontrados ao longo do período de estudo.
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
jul/06 ago/06 set/06 out/06 nov/06 dez/06 jan/07 fev/07 mar/07 abr/07 mai/07 jun/07 jul/07
ind/L
Copépodo Cladócero
0
5
10
15
20
25
30
35
40
jul/06 ago/06 set/06 out/06 nov/06 dez/06 jan/07 fev/07 mar/07 abr/07 mai/07 jun/07 jul/07
ind/L
33
Figura 17: Biomassa do mesozooplâncton por grupo taxonômico (Copépodo e
Cladócero) do reservatório Mendubim nos três pontos de coleta em todo período
de estudo.
0
50
100
150
200
250
300
µg.P.S/L
jul/06 ago/06 set/06 out/06 nov/06 dez/06 jan/07 fev/07 mar/07 abr/07 mai/07 jun/07 jul/07
0
20
40
60
80
100
120
µ g.P.S/L
jul/06 ago/06 set/06 out/06 nov/06 dez/06 jan/07 fev/07 mar/07 abr/07 mai/07 jun/07 jul/07
0
50
100
150
200
250
300
µ g .P .S / L
jul/06 ago/06 set/06 out/06 nov/06 dez/06 jan/07 fev/07 mar/07 abr/07 mai/07 jun/07 jul/07
Copépodo Cladocero
PONTO I
PONTO II
PONTO III
34
Com os resultados das regressões lineares Clorofila-Fósforo, Clorofila-
Nitrogênio, e Clorofila-Razão NT/PT encontrados (Figura 18a), podemos verificar que
as variações das concentrações de nitrogênio são as que melhor explicam as variações
das concentrações de clorofila-a (Figura 18b). No entanto, de forma geral essas
relações dos nutrientes com a biomassa algal foram fracas, indicando que o nitrogênio
não deve ser o fator mais importante no controle da biomassa fitoplanctônica no
reservatório Mendubim. Da mesma forma, os baixos coeficientes de determinação das
regressões entre o biovolume de cianobactérias e concentrações e razões de nutrientes,
como também entre o biovolume de Notodiaptomus, indicam o reduzido valor preditivo
das concentrações de nutrientes e herbivoria do zooplâncton sobre o biovolume de
cianobactérias (Figura 19).
Por outro lado, as regressões envolvendo a transparência da água, mostraram que
esta é influenciada pela biomassa fitoplanctônica total (Figura 20a). Porém, a origem da
turbidez da água não pôde ser explicada pela quantidade de matéria orgânica total na
água, visto que a regressão entre a transparência do disco de Secchi e a concentração de
sólidos voláteis suspensos resultou em baixo coeficiente de determinação (Figura 20b).
Ainda, a transparência do disco de Secchi também não apresentou relação importante
com a concentração de sólidos fixos suspensos (figura 20c). As relações entre o
biovolume fitoplanctônico total e mesozooplâncton total, em todo período de estudo,
não foi significativa (Figura 21a). Da mesma forma, regressões entre a classe de
fitoplâncton com maior biovolume relativo (Gloeocystis vesiculosa) e o
mesozooplâncton total, apresentaram mesmo padrão (Figura 21b).
35
Figura 18: Regressões lineares entre Clorofila-Fósforo (a), Clorofila-
Nitrogênio (b), e Clorofila-Razão NT/PT (c) ao longo do período de estudo.
.
N=29; r
2
= 0,002; p = 0,813.
N=15; r
2
= 0,2423; p = 0,0738.
N=15; r
2
= 0,1156; p = 0,2342.
3,8 4,0 4,2 4,4 4,6 4,8 5,0 5,2 5,4 5,6 5,8 6,0 6,2
In NT/PT
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
1,4
1,6
1,8
2,0
2,2
2,4
ln Chl
2,0 2,2 2,4 2,6 2,8 3,0 3,2 3,4 3,6 3,8 4,0 4,2 4,4 4,6
ln PT
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
1,4
1,6
1,8
2,0
2,2
2,4
2,6
ln Chl
7,1 7,2 7,3 7,4 7,5 7,6 7,7
ln NT
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
1,4
1,6
1,8
2,0
2,2
2,4
ln Chl
a)
b)
c
)
36
Figura 19: Regressões lineares entre Biovolume de cianobactérias-Nitrogênio (a),
cianobactérias-Fósforo (b), cianobactérias-Razão NT/PT (c), cianobactérias-
Notodiaptomus (d) ao longo do período de estudo.
2,0 2,2 2,4 2,6 2,8 3,0 3,2 3,4 3,6 3,8 4,0 4,2 4,4 4,6
ln PT
-3
-2
-1
0
1
2
3
4
ln Cyano
7,1 7,2 7,3 7,4 7,5 7,6 7,7
ln NT
-3
-2
-1
0
1
2
3
4
ln Cyano
3,8 4,0 4,2 4,4 4,6 4,8 5,0 5,2 5,4 5,6 5,8 6,0 6,2
In NT/PT
-3
-2
-1
0
1
2
3
4
ln Cyano
1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0 4,5 5,0 5,5 6,0
In
Notodiaptomus
-3
-2
-1
0
1
2
3
4
ln Cyano
N=29; r
2
= 0,0997; p = 0,0892.
N=15; r
2
= 0,0387; p = 0,4821.
N=29; r
2
= 0,0054; p = 0,7037
N=15; r
2
= 0,0072; p = 0,7733.
a
)
b
)
c
)
d
)
37
Figura 20: Regressões lineares entre Secchi-clorofila-a (a), Secchi-sólidos
voláteis (b), Secchi- sólidos fixos (c) ao longo do período de estudo.
0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 1,4 1,6 1,8 2,0 2,2 2,4 2,6
ln Chl
-0,4
-0,2
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
ln Secc
-2,0 -1,5 -1,0 -0,5 0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5
ln SVS
-0,4
-0,2
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
ln Secc
N= 20; r
2
= 0,0406; p = 0,3567
-4 -3 -2 -1 0 1 2 3 4
ln SFS
-0,4
-0,2
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
ln Secc
N=20; r
2
= 0,0025; p = 0,8176
N=29; r
2
= 0,2130; p = 0,0154.
a)
b)
c)
38
Figura 21: Regressões lineares entre biovolume fitoplanctônico-Biomassa
zooplanctônica (a), biovolume de Gloeocystis vesiculosa-Biomassa
zooplanctônica (b) fixos ao longo do período de estudo.
3,5 4,0 4,5 5,0 5,5 6,0 6,5 7,0
Ln Zoo
-2,0
-1,5
-1,0
-0,5
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
Gloeocystis vesiculosa
N=23; r
2
= 0,0051; p = 0,7403
3,5 4,0 4,5 5,0 5,5 6,0 6,5 7,0
Ln Zoo
-5
-4
-3
-2
-1
0
1
2
3
4
ln Fito
N=23; r
2
= 0,0406; p = 0,3567.
a)
b)
39
3.2- Capacidade de suporte do reservatório
Tendo em vista a concentração média de fósforo total no reservatório Mendubim,
calculamos a carga de fósforo máxima que poderia ser lançada no reservatório pela
atividade de piscicultura em tanques-rede sem elevar as concentrações médias de
fósforo na água acima do limite crítico de 60µm P l
-1.
O limite crítico adotado neste
trabalho foi baseado nos estudos desenvolvidos por Thornton & Rast (1989, 1993), os
quais afirmam que reservatórios de regiões semi-áridas tendem a tolerar maiores
concentrações de nutrientes antes de exibir sintomas de eutrofização. De acordo com
esses autores, valores acima de 60 µg P l
-1
seriam mais apropriados para caracterizar
como eutróficos os reservatórios de regiões semi-áridas.
Assumindo que a concentração inicial [Pi] de P total no reservatório Mendubim é
em média 30,8 µg P l
-1
e que a concentração média desejada [Pf] após a implementação
da atividade de piscicultura é de 60 µg P l
-1
, temos: ∆P = 29,2 µg P l
-1
. Com base neste
valor de ∆P calculamos a carga externa de fósforo advinda da piscicultura (L) que o
reservatório poderia suportar assumindo uma profundidade média (z) de 6,048 metros,
uma área inundada média (A) de 5.733.066,01 m
2
, uma descarga (p) de 0,15 por ano e
um coeficiente de retenção de fósforo (R) de 0,80 (Straskraba, 1996). Mantendo-se as
demais cargas externas e internas de fósforo constantes, e multiplicando (L) pela área
média, este reservatório poderia então receber uma carga de fósforo da piscicultura de
até 758,3 kg ano
-1
e ainda manter as concentrações médias anuais de P total menores ou
iguais a 60 µg P l
-1
.
Ao determinarmos a carga de fósforo máxima permissível oriunda da atividade
de piscicultura, Lp, podemos estimar a quantidade de toneladas de peixe que pode ser
produzida no reservatório sem que as concentrações médias anuais de fósforo na água
se elevem para valores acima de 60µg P l
-1
. Com isso, precisamos saber o tipo de
manejo do cultivo, do tipo de ração e da conversão alimentar da espécie cultivada, pois
esses fatores interferem diretamente na quantidade de peixe produzida. Portanto,
utilizamos nos nossos cálculos valores de taxas de conversão alimentar (CA) e
concentrações de fósforo na ração que seriam esperadas em condições ideais de cultivo,
as quais na maioria das vezes não são alcançadas. O cenário mais realístico de cultivo ,
seria aquele com uma taxa de conversão alimentar de 1.5:1.0, onde para cada kilograma
de peixe produzido fosse utilizado apenas um kilograma e meio de ração.
40
Escolhemos a tilapia no nilo (Oreochromis niloticus) como espécie utilizada
nesse cultivo e a porcentagem do peso úmido da tilápia constituída por P é em média de
0,9% (Dantas & Attayde, 2007). Assim, sabemos que uma tonelada de tilápia possui
aproximadamente 9,0 kg de P. Utilizando-se uma ração com um conteúdo de fósforo de
1,0%, e o fator de conversão alimentar de 1.5:1.0, precisaríamos de 1,5 tonelada e meia
de ração contendo 15 Kg de P para produzir 1 tonelada de tilápia que reteria 9 Kg de P
em sua biomassa. Portanto, 6,0 Kg de fósforo seria liberado para o ambiente por
tonelada de tilápia produzida .
Dividindo-se a carga de P máxima de 758,3. kg ano
-1
-1
pela perda média de P
para o ambiente por tonelada de tilápia produzida tem-se a produção máxima de
pescado em toneladas/ano. Com isso, a produção máxima sustentável de tilápias
(toneladas/ano) no reservatório Mendubim não ultrapassando as concentrações de
fósforo na água além do limite critico de 60 µg l
-1
é de aproximadamente de 126
toneladas de tilápia por ano.
4- Discussão
O aumento excessivo de nutrientes, como fósforo e nitrogênio, no ecossistema
aquático, é a causa primária da eutrofização (Elser et al., 1990). Esse aumento de
nutrientes influencia diretamente o crescimento fitoplanctônico (Huszar et al.,2006).
Thornton & Rast (1993) propuseram que concentrações superiores a 60 µg l
-1
de fósforo
total e 12 µg l
-1
de clorofila-a são indicativas de um estado eutrófico em reservatórios de
zonas semi-áridas, esses afirmam que nesses ambientes a biomassa algal seria mais
limitada por luz do que por fósforo. De acordo com esses critérios de classificação
trófica, podemos classificar o reservatório em estudo como mesotrófico. Com isso, este
reservatório poderia sustentar uma atividade de piscicultura intensiva em tanques-rede,
mantendo-se as concentrações de fósforo total na água abaixo do limite de 60 µg l
-1
.
Destaca-se ademais que o reservatório Mendubim, está inserido na bacia hidrográfica do
rio Piranhas-Assu, onde a maioria dos reservatórios encontram-se eutrofizados (Costa,
2003; Costa et al., 2006; Rocha, 2006; Sousa et al., 2008; Eskinazi-San’tanna et al.,
2006).No entanto, de acordo com a resolução CONAMA 357/05 esse reservatório não
poderia sustentar tal atividade, visto que a concentração média de P-total (30,8 µg l
-1
)
neste sistema ultrapassou o limite máximo permitido pela resolução de 30
µg l
-1
para
águas doces de Classe II.
41
Apesar de existir inúmeras evidências de que o P é geralmente o elemento
limitante em ecossistemas aquáticos, alguns lagos e reservatórios tropicais podem ser
mais limitados pela disponibilidade de nitrogênio. Lewis (2000), afirma que a limitação
por nitrogênio pode ser mais comum em sistemas tropicais do que em temperados, isso
ocorre possivelmente devido a maior quantidade de fósforo nesses ambientes,
proveniente de desgastes de pedras, como também, por liberação do nitrogênio interno
em temperaturas elevadas. No entanto, as razões molares NT:PT encontradas no
reservatório Mendubim apresentaram valores superiores a 14:1 em todo o período de
estudo, indicando que o ambiente possivelmente não é limitado por nitrogênio(
Downing & McCauley, 1992).
Quanto à análise de regressão linear, foi possível constatar de forma geral, que
as relações dos nutrientes com a biomassa algal foram fracas, quando comparadas a
estudos voltados para ambientes tropicais (Huszar et al.,2006). Isto provavelmente
ocorreu por este ambiente ter sua comunidade fitoplanctônica limitada por luz ou por
outros fatores físico-quimicos. É pouco conhecida a relação entre nutrientes e clorofila-a
em sistemas tropicais, como também qual o nutriente limitante desses ambientes
(Canfield e Bachmann 1981; Huszar et al. 2006). Como verificamos na razão NT:PT ,
esse ambiente não apresenta característica limitante por nitrogênio.Por outro lado, a
análise de regressão linear indica que pelo menos em parte (r²=0,2423) a concentração
de nitrogênio explicou a variação de clorofila-a.
Outros fatores como a limitação luminosa devido aos sólidos suspensos (Hoyer
& Jones, 1983; Jones & Knowlton, 1993), morfometria do lago (Riley & Prepas, 1985)
podem estar limitando a comunidade fitoplanctônica desse reservatório. A limitação
por luz do ambiente é uma das explicações mais consistentes, já que encontramos altas
concentrações de sólidos em suspensão na água, estes tem um efeito inibidor da
produção primária, diminuindo a zona eufótica do reservatório. De fato, a transparência
da água explicou, pelo menos em parte, a variação da concentração de clorofila-a
(r²=0,2130). A hidrodinâmica do reservatório e a ação dos ventos, e por ser um
reservatório considerado raso, faz com que haja uma ressuspensão de partículas
inorgânicas e orgânicas sedimentadas, produzindo uma diminuição da disponibilidade
de luz na coluna d’água. Reservatórios recebem uma maior carga de sólidos suspensos
que a maioria dos lagos naturais (Gibson, 2000). Sólidos suspensos de origem
inorgânica são fortemente relacionados com características de solo, vegetação, e
hidrologia do ambiente. Essa elevada concentração de sólidos suspensos produz baixas
42
relações entre clorofila-nutriente e pode causar uma falta de relação entre clorofila e
fósforo em algumas regiões (Hoyer & Jones, 1983; Carlson, 1991; O Jones &
Knowlton, 1993). Fato esse que pode explicar a falta de relação significativa entre
clorofila-fósforo em Mendubim.
Dentre essas variáveis, podemos destacar a intensidade de radiação subaquática
e a relação entre profundidade da zona eufótica e profundidade da zona de mistura.
Estudo feito por Huszar et al. (2006), em 83 sistemas aquáticos brasileiros mostrou que
outros fatores como limitação por luz ou por outros nutrientes, como também,
interações das redes tróficas possam ser responsáveis pelas diferenças no poder
preditivo de N e P em relação à biomassa fitoplanctônica.
Considerando os dados obtidos da comunidade fitoplanctônica, observamos que
Chlorophyceae foi a classe que apresentou a maior riqueza de táxons no reservatório
Mendubim. Isto corrobora com estudos anteriores que mostraram que em lagos tropicais
e temperados, a divisão Chlorophyta contribui com a maioria das espécies
(Lewis,1978;Huszar,1994; Barbosa,2002). As clorofíceas foram representadas por
espécies como Gloeocystis vesiculosa, Chlorella vulgaris , Monoraphidium minutum e
Scenedesmus intermedius . Reynolds et al., (2002), mostram que essas espécies
encontradas no presente estudo, são frequentemente encontradas em ambientes rasos,
eutrofizados e que não apresentam estratificação. A classe Cyanophyceae foi à de maior
representatividade em termos de analise quantitativa, com a presença de espécies
potencialmente tóxicas, tais como Microcystis aeruginosa , Planktothrix planctônica ,
Cylindrospermopsis raciborskii , Aphanizomenon sp., Apahnocapsa delicatissima
,Pseudanabaena acicularis. .Padrão similar observa-se em estudo realizado em 39
reservatórios brasileiros por Bouvy et al., (2000), onde a classe Chlorophyceae, foi a
responsável pelo maior número de táxons no estudo, entretanto em termos de
abundância e biomassa a classe cyanophyceae dominou entre os reservatórios.
Uma das características marcantes que podem influenciar a dominância das
cianobactérias no ambiente em estudo pode esta relacionado ao aspecto funcional dessa
classe algal, isto é, a tolerância ou a sensibilidade dessas algas em relação às condições
ambientais do ecossistema aquático (Reynolds,1980). Uma abordagem histórica de
dados (28 anos) foi realizado por Haven et al., (2003), em um lago subtropical na
Florida, esse estudo comprovou que razões N:P de 15:1, favorecem a dominância por
cianobactérias, principalmente as N
2
- fixadoras.No reservatório Mendubim, Em
Mendubim, apesar da razão N:P >15:1, apresenta em sua comunidade algal espécies
43
N
2
- fixadoras, como , Aphanizomenon sp., espécie característica de ambientes N-
limitados.
Estudos feitos em ecossistemas aquáticos do semi-árido do Rio Grande do Norte,
também apresentaram a classe cyanophyceae como dominante, comparando com o
fitoplâncton total. Costa et al., (2006), encontraram a predominância de 90-100% da
densidade total do fitoplâncton de cianobactérias no reservatório Armando Ribeiro
Gonçalves-Assu/RN. Entretanto, acredita-se que esta dominância possa estar
relacionada mais estreitamente com a baixa luminosidade subaquática, característica de
lagos eutróficos, do que propriamente com as altas concentrações de nutrientes
(Schëffer et al. 1997). Outra característica que pode favorecer a presença de
cianobactérias no ambiente está relacionado com o alto tempo de residência da água e a
elevada turbidez de origem inorgânica do ambiente, aumentando a dominância de
cianobactérias filamentosas (Schëffer, 1998). Cianobactérias são freqüentemente
associadas a condições eutróficas, mas essas também são encontradas em ambientes
oligo e mesotróficos (Huszar & Caraco, 1998; Huszar et al.,2000).
A relação inversa da clorofila com a transparência do disco de secchi encontrada
na analise de regressão pode ser explicada pela elevada densidade de cianobactérias
nesse ambiente, já que essas são tolerantes à baixa luminosidade e aumentam a turbidez
da água favorecendo suas próprias vantagens competitivas (Schëffer et al., 1997).
Estudo realizado por Mazumder & Havens (1998), comprovou que a transparência do
disco de secchi está relacionada com a diminuição da concentração de clorofila no
ecossistema.
Apesar do reservatório Mendubim não apresentar características de ambiente
eutrofizado, este apresenta-se parcialmente dominado por cianobactérias potencialmente
tóxicas. De acordo com Huszar e Silva (1999), no Brasil, as florações de cianobactérias
vêm aumentando em intensidade e freqüência, sendo possível observar a dominância
desses organismos em muitos reservatórios brasileiros. Tais cianobactérias produzem
toxinas, que comprometem principalmente a saúde humana e animal. Estudo feito por
Costa (2003), no reservatório Armando Ribeiro Gonçalves-RN, observou que 35% dos
táxons de cianobactérias encontrados eram potencialmente tóxicos. Com relação aos
padrões de qualidade da água para águas da classe II, atribuídos pela resolução
CONAMA 357 de março de 2005, levando-se em consideração o biovolume de
cianobactérias, observamos que os valores encontrados no reservatório Mendubim, na
maior parte do período de estudo, está dentro dos limites permitidos por essa resolução.
44
De acordo com a portaria 518 de março de 2004, que estabelece os procedimentos e
responsabilidades relativos ao controle e vigilância da qualidade da água para consumo
humano, levando-se em consideração o biovolume de cianobactérias, o reservatório
Mendubim apresentou em todo período de estudo abaixo do limite critico estabelecido
por esta portaria (2mm³/L), sugerindo que as águas desse ambiente encontram-se
propicias para o consumo humano e que o monitoramento de cianobactérias no
ambiente, deve obedecer a freqüência mensal.
Analisando a comunidade zooplanctônica, podemos observar que esta, também
pode interferir nas variações da comunidade algal através da herbivoria. Entretanto, no
ambiente estudado, a biomassa total do zooplâncton não foi significativamente
relacionada com a biomassa algal total. Cladóceros e copépodos Calanoida foram os
responsáveis pela representação da comunidade zooplanctônica de Mendubim. Estudos
feitos por Matsumura-Tundisi et al. (1989) e Sendacz et al. (2006) em reservatórios no
Brasil, encontraram biomassa de microcustáceos (Cladóceros e copépodos),
contribuindo mais que 80% da biomassa total do zooplâncton.
Os cladóceros apresentaram maior densidade com a presença de Ceriodaphnia
cornuta, Diaphanosoma spinulosum, Daphnia gessneri, dentre eles o gênero Daphnia
foi o mais abundante. A maioria dos estudos mostram que o gênero Daphnia apresenta
maior riqueza em ambientes oligotróficos. Em contraste, vimos à presença desse gênero
em reservatórios oligotróficos e eutróficos no Brasil em estudo realizado por Pinto-
Coelho et al., (2005). Estudos sugerem que Daphnia pode mostrar efeitos predatórios na
composição fitoplanctônicas, sobre condições de elevada disponibilidade de nutrientes
(Vanni 1984; Sarnelle 1992; Mazumder 1994; Steiner 2001).
Em Mendubim, quanto à biomassa zooplanctônica em média, os copépodos
Calanoida dominaram.
Calanoida são relativamente diversos em reservatórios
oligotróficos tropicais (Pinto-Coelho et al., 2005). No ponto de coleta 1 podemos
perceber essa dominância dos copépodos Calanoida, já nos pontos 2 e 3, percebemos
uma co-dominância entre cladóceros e copépodos. Copépodos Calanoida são sensíveis a
condições eutróficas do ecossistema e outras perturbações da bacia (Patoine et al. 2000).
No entanto, esse não foi o padrão encontrado em Mendubim, sugerindo que copépodos
calanoides também podem apresentar alta biomassa em reservatórios mesotróficos de
regiões semi-áridas tropicais. Estudo feito por Sousa et al. (2008), em quatro
reservatórios da região semi-árida do Rio Grande do Norte, encontrou maiores
densidades de organismos do grupo dos copépodos Calanoida e rotíferos.
45
A comunidade zooplanctônica é frequentemente alterada, devido à presença de
cianobactérias no ambiente. Cladóceros, por exemplo, têm sua eficiência de alimentação
reduzida por filamentos e colônias de cianobactérias, devido ao entupimento do seu
aparato de filtração dos animais (Sampaio et al., 2002). De acordo com Bonecker et al.
(2007), geralmente a presença de cianobactérias no ambiente promove mudanças na
estrutura da comunidade zooplanctônica, no sentido de substituição de espécies de
maior tamanho, pelas de menor tamanho. No entanto, estudos realizados por Panosso et
al. (2003) mostraram que copépodos do gênero Notodiaptomus podem utilizar pequenas
colônias e filamentos de cianobactérias como alimento, o que favoreceria sua
dominância em sistemas eutróficos. Isso pode explicar o elevado valor de biomassa dos
copépodos Calanoida no reservatório em estudo, já que este apresenta elevados valores
de cianobactérias.
O reservatório Mendubim, como sendo um dos principais reservatórios da bacia
hidrográfica Piranhas-Assu, apresenta algumas características distintas da maioria dos
reservatórios da bacia, por ser considerado um ambiente mesotrófico, este é apontado
como um ambiente propicio ao desenvolvimento da atividade de piscicultura em
tanques-rede no Rio Grande do Norte. No entanto, o manejo adequado para a
implementação da piscicultura em tanques-rede no reservatório, é de suma importância,
já que esta atividade quando não é feita de forma sustentável pode trazer danos ao
ambiente, principalmente relacionados à eutrofização, devido aos seus subprodutos,
resultado de um manejo alimentar inadequado. Efluentes advindos da piscicultura
apresentam variação e dependem principalmente da espécie cultivada (Tacon & Forster,
2003). Um dos subprodutos que podem advir de um manejo alimentar inadequado é o
fósforo que constitui parte da ração de praticamente todas as espécies cultivadas no
mundo.
As estimativas da capacidade de suporte do reservatório Mendubim foram feitas a
partir da produção de tilápias sobre as concentrações médias anuais de P total na água
do reservatório. As nossas previsões apontam que a produção de cerca de 126 toneladas
de tilápias por ano elevaria as concentrações médias anuais de P total na água do
reservatório em cerca de 1µg l
-1
num regime de cultivo ideal com conversão alimentar
de 1,5:1,0 e conteúdo de P na ração de (1,0%).
O modelo utilizado nesta pesquisa para o cálculo da capacidade de suporte (Dillon
& Rigler, 1974), apresenta algumas características que certamente não retratam a
46
realidade da maioria dos lagos e reservatórios. O modelo trata o reservatório como um
compartimento simples e um sistema aberto, totalmente misturado, de volume constante
em que a concentração de fósforo que sai é igual à concentração presente no lago, que a
taxa de sedimentação do fósforo é proporcional à concentração de fósforo presente na
água e que não existem flutuações sazonais nas cargas de nutrientes. Estudo realizado
por Starling et al. (2002), verificaram que a capacidade suporte de cada braço do Lago
Paranoá para recebimento de novos aportes de fósforo sofre, oscilações temporais
nítidas associadas às flutuações na taxa de sedimentação do fósforo durante o ciclo
hidrológico. Sabendo dessas deficiências no modelo, percebemos a necessidade de mais
estudos voltados para a construção de modelos de capacidade de suporte específicos
para cada região e reservatório.
5- Conclusão
Com base nas concentrações de fósforo total e clorofila-a encontradas e na
tipologia de lagos em regiões semi-áridas proposta por Thorton & Rast 1993, podemos
concluir que o reservatório Mendubim pode ser classificado como mesotrófico. As
concentrações de PT e NT não apresentaram correlações significativas com a biomassa
algal, sugerindo que esses nutrientes não são bons indicadores do estado trófico desse
ambiente, e que outros fatores como a limitação por luz pode ser o responsável pela
mudança na biomassa algal. Os resultados também demonstraram que a turbidez da
água está relacionada com a biomassa algal do reservatório. Apesar de Mendubim não
ser considerado eutrófico, este apresenta a sua comunidade fitoplanctônica representada
por cianobactérias, algas tóxicas, que interferem diretamente na dinâmica trófica do
ecossistema aquático e comprometem a qualidade da água. A comunidade
zooplanctônica foi dominada por copépodos do gênero Notodiaptomus, os quais podem
utilizar pequenas colônias e filamentos de cianobactérias como alimento. As águas do
reservatório Mendubim não se encontram eutrofizadas, sendo assim, apropriada para a
produção de pescado num regime intensivo de cultivo em tanques-rede. Com base nos
nossos cálculos, podemos concluir que a produção máxima de tilápias em tanques-rede
no Mendubim é da ordem de 126 toneladas por ano. As recomendações aqui
apresentadas visam garantir a sustentabilidade ambiental da criação intensiva de peixes
47
em tanques-rede no reservatório Mendubim. O aumento excessivo da carga de
nutrientes poderá promover a eutrofização artificial, levando a prejuízos sócio-
econômicos para os próprios produtores, e para a população que depende das águas
deste ecossistema para diversos fins, principalmente consumo humano.
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57
7- Anexos
ANEXO 1: valores das variáveis limnológicas do reservatório Mnedubim no período de
julho de 2006 a julho de 2007
Ponto SFS SVS Chl a
P total N total Secchi
Prof
Biov.
FITO
Biom.
ZOO
jul/06 (mg/L) (mg/L)
(ug/L
(ug/L) (ug/L (m) (m) mm³/L µg.P.S/L
P1 2,3 3,3 9,59 23,0 2000 0,9
5 7,08 159,4
P2 2 0,6 6,39 13,0 2100 1,5
10 2,46 332,92
P3 3,3 5,59 33,0 1900 1
14,5 9,6 111
ago/06
P1 1,9 3,6 5,21 18,0 1600 1,5
5,5 8,45 304,79
P2 0,08 1,5 1,54 10,5 1700 2
10 5,43 46,18
P3 1,6 0,2 1,91 13,0 1500 1,5
18,5 0,64 101,74
set/06
P1 0,6 8,39 49,7 1,25
5 4 781,23
P2 2,5 5,99 29,7 1,75
10 4,03 50,5
P3 4,79 31,3 2,5
16,5 0,13 765,3
out/06
P1
P2
P3 0,4 1,9 4,66 43,0 1700 1,8
16,4 2,39 102,05
nov/06
P1 4,8 11,9 74,7 0,9
6 18 201,79
P2 1,6 1,99 36,3 2
8 6,24 280,39
P3 0,4 6,5 2,99 41,3 3
17 1,96 143,84
dez/06
P1 8,8 7,99 36,00 1
4,3 9,33 85,47
P2 3,99 39,66 2
8,25 11,5 72,67
P3 6,3 11,9 26,33 2,6
15,5 17,7 80,15
jan/07
P1 2 6,4 10,9 24 1,5
4,3 3,15 141,82
P2 0,05 6,6 5,99 10,7 2
8,23 1,35 131,5
P3 1,3 5,9 17,3 1,5
15,5 5,31 217,16
mar/07
P1 3,7 1,7 3,7 1800 1,3
5 12,8 198,59
P2 2,9 4,1 1,19 38,7 1300 1,75
10 25 174,62
P3 2,4 2,2 2,39 82 2100 2,5
16,5 3,31 154,67
abr/07
P1 1,2 1,8 7,99 23,7 0,8
4 0,02 250,85
P2 2,1 4,36 23,7 1,5
8,2 2,01 102,33
P3 1,2 2,1 4,79 27 2
15,5 3,39 216,33
mai/07
P1 1,1 1,16 8,59 8,7 1700 1,1
5,5 2,63 260,59
P2 5,6 5,6 7,59 18,7 1600 2,5
9 1,29 100,85
P3 2,1 2,5 3,76 23,7 1600 3
16,5 1,25 175,58
jul/07
P1 1,1 7,19 28,7 1,1
5,5 6,23 365,58
P2 5,6 3,6 3,99 42 1600 2,5
6,5 1,67 316,55
P3 2,1 2,8 2,74 40,3 1600 3
15,5 4,11 503,09
Média 2,22 3,1 5,62 30,8 1711,11 1,78 10,5 5,53 209,9
Mínimo
0,05 0,2 1,19 3,7 1300 0,8 4 0,02 46,18
Máximo
8,8 6,6 11,9 82 2100 3 18,5 25 781,23
DP 2,02 1,6 2,03 12,3 151,5 0,31 2,04 4,45 139,4
58
ANEXO 2: Médias, desvios padrão, valores máximos e mínimos resultados da ANOVA das variáveis bióticas e abióticas analisadas no estudo
nos três pontos de amostragem no reservatório Mendubim. Zm= Profundidade média; CHL= Clorofila a; SVS= Sólidos voláteis suspensos; SFS=
Sólidos fixos suspensos; SEC= Transparência da água; PT= Fósforo total; NT= Nitrogênio total; FITO=biovolume fitoplanctônico; ZOO=
biomassa zooplanctônica.
Variáveis P1 P2 P3
ANOVA
Média
DP Min. Máx. Média DP Min. Máx. Média
DP Min. Máx.
valor de
F
valor de
p
Zm (m) 5 0,6 4 6 8,8 1,1 6,5 10 16,27 1,1 14,5 18,5
-4,6987
0,000179
CHL (µg/l) 7,7 3,3 5,21 11,9 4,3 2,2 1,19 7,59 4,14 3 1,91 11,9
-6,4801
0,000004
SVS (mg/l) 2,2 2,1 1,16 6,4 2,6 2,2 0,6 6,6 2,2 2,2 0,2 6,5
-11,1800
0,000000
SFS (mg/l 5,7 10,6 0,6 8,8 1,7 2,2 0,05 5,6 1,9 1,7 0,4 6,3
-13,0195
0,000000
SEC (m) 1,1 0,2 0,8 1,5 1,95 0,3 1,5 2,5 2,2 0,6 1 3
-15,1511
0,000000
PT (µg/l) 29 20,6 3,7 74,7 23,3 18,5 10,5 42 34,4 18,4 13 82
2,8634
0,010330
NT (µg/l) 1775 171 1600 2000 1660 288 1300 2100 1733 225 1500 2100
28,4239
0,000000
FITO (mm³/L) 6,5 5,4 0,02 18,05 5,5 7,2 1,29 25 4,5 5 0,13 17,7
-7,7829
0,000000
ZOO
(µg.P.S./L) 250 203,2
85,47
781,23
146,2 115,3 46,18 332,92 233,7 211,3
80,15
765,3
15,0063
0,000000
59
ANEXO 3: Biovolume relativo (%) da comunidade fitoplanctônica do reservatório
Mendubim em todo período de estudo.
2006 2007
Jul Ago Set Out Nov Dez Jan Mar Abr Mai Jul
CYANOPHYCEAE
Aphanizomenon gracile
2,67
1,032 17,2
0 16,5
21,4
0 51,6
0 9,99
12,4
Aphanizomenon sp.
12,9
13,52 0 12,7
66,2
28,7
0 31,9
0 0 15,5
Aphanocapsa delicatissima
0,17
0,244 0,63
0,96
0,38
0,73
1,55
0,53
1,82
1,95
1,64
Borzia susidana
0 0 0 2,05
0 0 0 0 1,52
0 0
Cylindrospermopsis raciborskii
3,36
8,055 1,54
0 0,83
0 0 0 2,66
8,39
2,64
Gloecapsa lignicola
12,8
19,06 6,44
8,14
6,66
4,55
0 1,56
0 0 0
Merismopedia minima
0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Merismopedia punctata
0,04
0,008 0,01
0,03
0 0 0,01
0 0 0 0
Mycrosistys aeruginosa
0 4,583 26,1
0 0 6,33
0 0 0 0 0
Planktothrrix planctonica
0,41
3,181 0,26
0 0 0 0 0 1,03
0 0
Pseudanabaena acicularis
0 0 0 0 0 0 11,5
2,34
37,4
27,5
31,3
Raphidiopsis mediterranea
1,54
0 0 0 0 0 0 0 1,54
0 0
Raphidiopsis sp.
0 0 0 0 0 0 0 0,84
0,68
0 0
CHLOROPHYCEAE
Ankistrodesmus bibradianus
0 0 0 0 0 0 0 0 0 2,9 0
Asterococcus limneticus
0 0,624 4,42
5,97
1,02
2,23
0 0 9,12
0 0
Chlorella Vulgaris
0,65
0,594 0,25
0 0 0 3,46
0,18
1,93
0,97
0,68
Chlorophyceae sp.
0 0 0 0 0 0,31
0,63
0,35
2,46
0,68
2,61
Choroococcus minutus
0,01
0 0,03
0 0 0 0 0 0 0 0
Eutetramous sp.
0,06
0 0 0 0 0 0 0 0 0 0
Gloeocystis vesiculosa
59,4
39,44 38,8
61,1
3,27
20,3
67,3
6,85
37,9
24,8
29,2
Komvophoron schmidlei
0 0 0 0 0 0 4,11
0 0 0 0
Monoraphidium minutum
0,22
0,137 0,76
0 0,52
0,27
0 0,13
0 0 0
Monoraphidium sp.
0 0 0 0 0 1,31
0 0,38
0 0 0
Raphidonema nivale
0 0 0 0 0 0 0 0,19
0 0 0
Scenedesmus intermedius
0,06
0,122 0,13
0 0 0,12
0 0 0 0 0,12
Schoroederia setigera
0 0 0,61
0 0,1 0,38
0 0 0,66
1,52
0
Tetrastrum sp.
0 0 0,03
0 0,01
0 0 0 0,03
0 0
Ulothrix zonata
0 0 0 0 0,17
0 3,01
0 0 3,55
0
BACILLARIOPHYTA
Aulacoseira ambigua
1,35
1,553 0,43
0 0 0 0 0 0,91
0 0
Aulacoseira granulata
3,05
2,101 0 0 2,57
9,6 0 2,58
0 13,6
0
Navicula elementis
0 0 0 0 0 0 0 0,08
0 0 0
Pinnularia accuminata
0,22
0,091 0,73
0 0 0,15
0 0 0 0 0,46
Stauroneis anceps
0,04
0,685 0,13
0 0,07
0 0 0 0 0 0
Ulnaria ulna
0 0 0 0 0,95
0 0 0 0 3,15
2,71
XANTHOPHYCEAE
Isthmochloron lobulatum
0,76
4,431 0,63
0 0 3,05
7,28
0 0 0 0
EUGLENOPHYCEAE
Phacus hamatus
0 0 0,63
0 0 0 0 0 0 0 0
Phacus pleuronectes
0,11
0,198 0,25
4,34
0,22
0,12
0,28
0,28
0,33
0 0,66
Phacus polytroplos
0 0,335 0 3,76
0,54
0,5 0,85
0,21
0 1,03
0
Trachelomonas ornata
0,16
0 0 0,96
0 0 0 0 0 0 0
TOTAL=39
60
ANEXO 4: Biomassa relativa (%) do mesozooplâncton, do reservatório Mendubim em
todo período de estudo.
2006 2007
Jul Ago Set Out Nov Dez Jan Mar Abr Mai Jul
Copépodos calanóides
Argyrodiaptomus
7,96
8,17
17 8,75
13,2
12,5
13,6 27,4 12 21,7 18,2
Copepodito de calanoida 1,05
9,51
4,65
5,74
17,5
20,4
24,6 31 31,9 24,8 16,3
Notodiaptomus
55,1
62,4
26 42,5
20,3
20,9
23,9 25,9 45,7 41,6 28,8
Cladóceros
Ceriodaphnia cornuta
0,24
0 0,11
0 0 0 0 0,08 0,05 0,19 0,13
Diaphanosoma spinulosum
11,2
8,32
15 6,09
5,54
5,61
4,98 7,3 9,4 7,23 7,65
Daphnia gessneri
24,5
11,6
37,2
36,9
43,6
40,7
32,9 8,32 0,95 4,45 28,8
TOTAL= 6
ANEXO 5: Série histórica de médias mensais de algumas variáveis morfométricas e
hidrológicas do reservatório Mendubim entre janeiro de 1997 e janeiro de 2007.
Data CotaMedia Área Media VolumeMedio VazaoLiberadaMedia Zm
4/1/1997 43,65 8226853 55485000 0,23 6,744377
2/3/1997 43,33 8025620 52968000 0,23 6,599864
3/4/1997 43,68 8245718 54673000 0,23 6,630472
30/4/1997 43,87 8365199 57190000 0,23 6,836657
28/5/1997 43,88 8390353 57353000 0,23 6,835588
1/6/1997 43,86 8358911 57064000 0,23 6,826727
3/7/1997 43,56 8170256 54754000 0,23 6,701626
7/8/1997 43,23 7962735 52156000 0,23 6,550011
28/8/1997 43,05 7849542 50740000 0,23 6,464071
1/9/1997 43,01 7824388 50394000 0,23 6,440632
1/10/1997 42,67 7610580 47798000 0,23 6,280467
5/11/1997 42,22 7327597 44277000 0,23 6,042499
4/12/1997 41,96 7164092 42280000 0,23 5,901655
31/12/1997 41,62 6950249 40020000 0,23 5,758067
1/1/1998 41,61 6943960 40018000 0,23 5,762994
6/2/1998 41,6 6937670 39951000 0,23 5,758562
5/3/1998 41,29 6742695 37965000 0,23 5,630538
2/4/1998 41,23 6.704.958 37522000 0,23 5,596157
7/5/1998 40,81 6440800 34771000 0,23 5,398553
1/6/1998 40,54 6270983 33029000 0,23 5,266957
2/7/1998 40,22 6069719 30976000 0,23 5,103366
29/7/1998 40,02 5943929 29607000 0,23 4,981049
1/8/1998 39,99 5923728 29406000 0,23 4,964104
2/9/1998 39,57 5603583 27262000 0,23 4,865101
30/9/1998 39,2 5321550 25319000 0,23 4,757824
22/10/1998 38,85 5054763 23548000 0,23 4,658576
1/11/1998 38,77 4.963.292 22917000 0,23 4,617298
2/12/1998 38,35 4673638 20962000 0,23 4,485157
30/12/1998 38,06 4452585 19430000 0,23 4,363757
30/1/1999 37,86 4319263 17995000 0,23 4,16622
1/2/1999 37,67 4200394 17898000 0,23
4,261029
61
3/3/1999 37,29 3962656 17995000 0,23 4,541146
24/3/1999 38,2 4559300 20196000 0,23 4,429627
28/4/1999 37,81 4287981 18436000 0,23 4,299459
27/5/1999 38,13 4505943 19813000 0,23 4,397082
1/6/1999 38,1 4483075 19635000 0,23 4,379806
2/7/1999 37,84 4306750 18528000 0,23 4,302084
29/7/1999 37,57 4137831 17504000 0,23 4,230236
26/8/1999 37,86 4319263 15619000 0,23 3,616126
1/9/1999 37,01 3787481 15386000 0,23 4,062331
1/10/1999 36,7 3593538 14221000 0,23 3,957381
29/10/1999 36,28 3330775 12615000 0,23 3,787407
1/11/1999 36,22 3293237 12468000 0,23 3,785941
1/12/1999 35,78 3045615 10993000 0,23 3,609452
28/12/1999 35,45 2880641 10123000 0,23 3,514148
31/1/2000 35,26 2785655 9616000 0,23 3,451971
1/2/2000 35,26 2785655 9604000 0,23 3,447663
1/3/2000 35,14 2725665 9284000 0,23 3,406141
3/4/2000 36,11 3224419 11990000 0,23 3,718499
28/4/2000 37,08 3831275 15660000 0,23 4,087412
31/5/2000 37,43 4050244 16971000 0,23 4,190118
30/6/2000 37,08 3831275 15660000 0,23 4,087412
31/7/2000 36,87 3699894 14872000 0,23 4,019575
1/8/2000 36,87 3693638 14832000 0,23 4,015553
1/9/2000 36,53 3487181 13587000 0,23 3,89627
1/10/2000 36,09 3211906 11921000 0,23 3,711503
1/11/2000 35,68 2995624 10704000 0,23 3,573212
1/12/2000 35,07 2.690.670 9107000 0,23 3,384659
1/1/2001 34,66 2485700 8025000 0,23 3,228467
1/2/2001 34,25 2280731 6942000 0,23 3,043761
1/3/2001 33,87 2094117 6058000 0,23 2,892866
1/4/2001 33,53 1932923 5480000 0,23 2,835084
1/5/2001 33,28 1814398 5056000 0,23 2,786599
31/5/2001 33,29 1819139 5056000 0,23 2,779337
1/8/2001 32,2 1302370 3299000 0,23 2,533074
1/9/2001 31,89 1.186.008 2819000 0,23 2,376881
1/10/2001 24,21 1.024.443 2788000 0,23 2,721479
1/11/2001 31,31 1021750 2262000 0,23 2,213849
1/1/2002 30,47 794.851 1508000 0,23 1,897211
1/2/2001 30,08 689.304 1154000 0,23 1,674152
1/3/2002 30,55 817.809 1585000 0,23 1,938105
2/4/2002 35,34 2.827.389 9833000 0,23 3,477767
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15/4/2002 36,73 3.614.730 14.351.580 0,23 3,970305
17/4/2002 36,87 3.699.894 14886737 0,23 4,023558
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15/5/2002 38,07 4.460.208 19505024 0,23 4,37312
27/5/2002 38,11 4.490.698 19711826 0,23 4,389479
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28/6/2002 36,16 4.526.845 19957000 0,13
4,408589
62
25/7/2002 38,1 4.483.075 19660125 0,13 4,385411
28/6/2002 38,16 4.526.845,00 19957000 0,13 4,408589
2/8/2002 38,05 4.444.963,00 19401623 0,13 4,364856
1/10/2002 37,35 4000317 16684000 0,13 4,170669
1/11/2002 37,2 3906350 16115592 0,13 4,125486
1/12/2002 36,8 3656100 14601828 0,15 3,993826
1/1/2003 36,44 3430875 13239440 0,15 3,858911
4/2/2003 36,12 3230675 12028429 0,15 3,723194
1/3/2003 35,94 3125605 11415161 0,12 3,652144
18/3/2003 36,04 3108625 11725676 0,11 3,771982
1/5/2003 36,84 3683599 14768170 0,09 4,009169
1/6/2003 36,98 3768713 15283022 0,09 4,055236
1/7/2003 36,76 3631075 14450452 0,25 3,979662
1/8/2003 36,41 3413861 13136520 0,25 3,847995
1/9/2003 36,15 3249444 12141962 0,17 3,736628
1/10/2003 35,84 3073544 11138960 0,09 3,624142
1/11/2003 35,5 2905638 10248144 0,08 3,526986
1/12/2003 35,18 2745320 9397590 0,08 3,423131
1/1/2004 34,77 2540692 8311956 0,08 3,271532
29/1/2004 37,03 3799994 15472242 0,08 4,071649
2/2/2004 42,3 7377905 44896265 0,08 6,085232
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4/2/2004 44,5 8761994 62711140 0,08 7,157177
6/2/2004 45,85 9612611 74985664 0,08 7,800759
7/2/2004 46 9707124 76349500 0,08 7,865306
1/3/2004 46 9707124 76349500 0,08 7,865306
12/4/2004 46 9707124 76349500 0,08 7,865306
3/5/2004 45,84 9606310 74894742 0,08 7,796411
1/6/2004 45,69 9511797 73530906 0,08 7,730496
1/7/2004 45,52 9404667 71985000 0,08 7,654179
1/8/2004 45,28 9253461 69803087 0,08 7,543457
1/9/2004 44,94 9039232 66711726 0,08 7,380243
1/10/2004 44,77 8932117 65166045 0,08 7,2957
1/11/2004 44,58 8812400 63438519 0,08 7,198779
1/12/2004 44,34 8661180 61256382 0,08 7,072522
1/1/2005 44,06 8484755 58710554 0,08 6,919534
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30/3/2005 44,76 8925816 65075122 0,08 7,290664
2/4/2005 46 9707124 76349500 0,08 7,865306
2/5/2005 45,96 9681921 75985810 0,08 7,848216
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1/7/2005 45,7 9518098 73621828 0,08 7,734931
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1/12/2005 44,33 8655124 61199000 0,09 7,07084
1/1/2006 44,02 8459552 58346865 0,09 6,897158
1/2/2006 43,59 8189122 54964909 0,09 6,711942
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16/3/2006 44,1 8509959 59074244 0,05 6,941778
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6,980389
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22/4/2006 46 9707124 76349500 0,05 7,865306
3/5/2006 46 9707124 76349500 0,25 7,865306
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1/12/2006 44,74 8913214 64893278 0,08 7,28057
1/1/2007 44,43 8717887 62047683 0,05 7,117285
Média 39,75 5.733.066,01 34.676.837,19 0,17 5,22
Mínimo 46 9.707.124,00 76.349.500,00 0,25 7,87
Máximo 24 689.304 1.154.000,00 0 1,67
DP 4,613087 2745698,725 25190744,1 0,0732407 1,740777
FONTE: Secretaria de Meio Ambiente e Recursos Hídricos.
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