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Universidade de Brasília
Departamento de Ecologia
Programa de Pós-Graduação em Ecologia
Características químicas da água de córregos do Distrito Federal
sob diferentes usos e cobertura do solo
José Salomão Oliveira Silva
Orientadora: Profa. Dra. Mercedes Maria da Cunha Bustamante
Tese de doutorado apresentada ao Programa de
Pós-graduação em Ecologia do Instituto de
Ciências Biológicas da Universidade de Brasília
como requisito parcial para a obtenção do título
de Doutor em Ecologia
Brasília – DF
2008
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2
Mercedes Maria da Cunha Bustamante
(Orientadora)
Universidade de Brasília
Instituto de Ciências Biológicas
Departamento de Ecologia
Brasília – DF
Alex Vladimir Krusche
(Examinador Externo)
Universidade de São Paulo
Centro de Energia Nuclear na Agricultura
Laboratório de Ecologia Isotópica
Piracicaba – SP
Carlos Augusto Klink
Examinador Interno
Universidade de Brasília
Instituto de Ciências Biológicas
Departamento de Ecologia
Brasília – DF
José Elói Guimarães Campos
(Examinador Interno)
Universidade de Brasília
Instituto de Geociências
Departamento de Geoquímica e Recursos Minerais
Brasília – DF
Laerte Guimarães Ferreira Junior
(Examinador Externo)
Universidade Federal de Goiás
Instituto de Estudos Sócio-Ambientais
Laboratório de Processamento de Imagens e Geoprocessamento (LAPIG)
Goiânia – GO
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3
Dedico este trabalho:
aos meus queridos e amados pais
(Osmar e Marialina), bem como à
minha estimada irmã (Alba), que
muito acreditaram em mim e sempre
estiveram ao meu lado apesar da
grande distância.
Ofereço ao meu grande amor Adeilde, que
foi uma das responsáveis pelo meu
crescimento, seja profissional, e
principalmente pessoal.
4
Agradecimentos
À minha orientadora, professora Mercedes Maria da Cunha Bustamante, por dois
principais motivos: PACIÊNCIA e eterna dedicação. Sem sombra de dúvidas é uma
pessoa cujas qualidades são incontáveis!!!
Ao Daniel Markewitz pela excelente orientação, além do apoio na realização de
análises no seu laboratório.
À minha grande amiga Regina Sartori que, além de ter sido uma das principais
responsáveis pela minha vinda para este laboratório, ajudou-me em vários
momentos.
Ao meu braço direito, e às vezes esquerdo, Viviane Miranda, que muito colaborou
nas campanhas de campo, assim como nas análises laboratoriais.
Aos estagiários: César Porto, Ester, Fernanda, Gilberto Dubanho, Yuri pela
importante participação nos trabalho.
À minha inestimável amiga Êrika Fernandes, companheira dos vários momentos,
fossem esses bons ou não.
Aos amigos Luciano Melo, Joana Bresolin, Alessandra Kozovitz, Adriano Porto,
Dulce Alves, Gustavo Luedmann, Tamiel Khan.
Ao Professor Alex Krusche, pelo apoio na realização das análises químicas no
Laboratório de Ecologia Isotópica do CENA-USP.
Aos técnicos de CENA: Alexandra, Gustavo e Robson, pela ajuda durante as
análises.
Ao professor José Elói, pela ajuda na escolha das áreas, assim como na elucidação
de alguns contratempos.
Ao Professor Laerte Guimarães Ferreira Junior, pela colaboração nos trabalhos de
interpretação de imagens de satélite realizados no LAPIG-UFG.
Ao estagiário Fernando Moreira, da Universidade Federal de Goiás, também pelo
apoio nos trabalhos com imagens de satélite.
À professora Cristina Brandão do Laboratório de Qualidade da Água da
Universidade de Brasília, pela permissão do uso do laboratório.
À direção da Reserva Ecológica do IBGE e da Estação Ecológica de Águas
Emendadas, pela permissão para a realização das pesquisas.
Aos Srs. Sigfrido e Dimas, proprietários das chácaras usadas no estudo.
Ao CNPq pela concessão da bolsa de Doutorado.
Ao Projeto LBA (ND-07), UnB e ao PPG-Ecologia pelo o apoio financeiro.
5
RESUMO i
SUMMARY ii
INTRODUÇÃO GERAL
CAPÍTULO 1 4
1. INTRODUÇÃO 4
1.1. OBJETIVOS 6
1.2. HIPÓTESES 6
2. MATERIAL E MÉTODOS 7
2.1. Áreas de estudo 7
2.2. Solos das áreas de coleta 11
2.3. Clima das áreas de estudo 13
2.4. Coleta de água dos córregos 13
2.5. Procedimentos de análise das amostras 14
2.5.1. Determinação de H
+
, condutividade elétrica e oxigênio dissolvido 14
2.5.2. Alcalinidade total e turbidez 14
2.5.3. Análises elementares 14
2.6. Delimitação das bacias de drenagem 15
2.7. Análises estatísticas 15
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO 16
3.1. Delimitação das bacias e principais usos da terra 16
3.2. Caracterização das amostras de água dos córregos 14
3.3. Valores de H
+
, alcalinidade, condutividade elétrica e turbidez 14
3.4. Concentrações de oxigênio dissolvido 29
3.5. Concentrações de carbono orgânico dissolvido (COD) 31
3.6. Concentrações de nitrogênio total dissolvido (NTD), NH
4
+
, NO
2
-
NO
3
-
e razão
NID/NOD 32
3.7. Impacto da cobertura do solo nas concentrações de nitrogênio total dissolvido,
NH
4
+
, NO
2
-
e NO
3
-
38
3.8. Concentrações de cátions: cálcio, magnésio, potássio e sódio 39
3.9. Concentrações de ânions: cloreto, sulfato e fosfato 42
3.10. Balanço iônico 45
3.11. Caracterização das amostras de água dos córregos durante eventos de chuva
46
4. CONCLUSÕES 53
5. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS 54
CAPÍTULO 2 60
1. INTRODUÇÃO 60
1.2 OBJETIVOS 61
1.3 HIPÓTESES 61
2. MATERIAL E MÉTODOS 63
2.1 Áreas de estudo 63
2.2 Componentes do fluxo 63
2.2.1 Coleta de deposição atmosférica 63
2.2.2 Coleta de solução de escoamento superficial 65
2.2.3. Coleta de solução de solo a 50 cm de profundidade 66
2.2.4. Coleta de solução freática 71
2.3. Variação do nível dos córregos 72
2.4. Procedimentos de coleta das amostras de água 72
6
2.4.1. Deposição atmosférica, soluções de escoamento superficial e a 50 cm de
profundidade 72
2.4.2. Solução freática 73
2.4.3. Procedimento de coleta e análises de amostras de solos 73
2.4.4. Cálculo dos fluxos de nutrientes 74
2.4.5. Quantificação da importância relativa das diferentes componentes na
composição da água dos córregos 74
2.4.6. Procedimentos de análise das amostras 76
2.4.6.1. Determinação de H+ e condutividade elétrica 76
2.4.6.2. Determinação da alcalinidade total e turbidez 76
2.5. Análises elementares 76
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO 78
3.1. Caracterização das amostras de solo 78
3.2. Componentes do fluxo 87
3.2.1. Parâmetros químicos (H
+
, alcalinidade e condutividade elétrica) 87
3.2.1.1. Comparações quanto à sazonalidade e ao posicionamento dos coletores
90
3.2.2. Carbono orgânico dissolvido 98
3.2.3. Nitrogênio total dissolvido, NH
4
+
, NO
2
-
e NO
3
-
99
3.2.3.1. Comparações quanto à sazonalidade e ao posicionamento dos coletores
107
3.2.4. Cátions (Ca
+2
, Mg
+2
, K
+
e Na
+
) 114
3.2.4.1. Comparações quanto à sazonalidade e ao posicionamento dos coletores
118
3.2.5. Ânions (Cl
-
, SO
4
-
e PO
4
-
) 127
3.2.5.1. Comparações quanto à sazonalidade e ao posicionamento dos coletores
129
3.3. Balanço iônico 132
3.4. Fluxo de nutrientes nas diferentes componentes 132
3.4.1. Deposição atmosférica 132
3.4.2. Solução de escoamento superficial 139
3.5. Composição da água dos córregos 141
4. CONCLUSÕES 145
5. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS 146
ANEXOS 149
RESUMO
O Cerrado é uma das principais formações vegetais do Brasil, sendo o segundo
maior bioma nacional. A partir da construção de Brasília, esse importante bioma
começou a ser mais intensamente fragmentado devido à substituição da cobertura
vegetal original por núcleos urbanos, cultivos agrícolas e pastagens, o que perfaz
atualmente cerca de 39% do bioma. Com o objetivo de avaliar os efeitos dessas
alterações, foram selecionados córregos em bacias que drenam áreas com
cobertura natural, rural e urbana nas adjacências da cidade de Brasília-DF. Durante
o período estudado (setembro de 2004 a dezembro de 2006) foram coletadas
amostras de água dos córregos. Amostras de deposição atmosférica, soluções de
escoamento superficial, do solo a 50 cm de profundidade e freáticas foram coletadas
apenas nas áreas naturais e rurais. Foram feitas determinações de pH, alcalinidade,
condutividade elétrica, NH
4
+
, NO
2
-
, NO
3
-
, Ca
+2
, Mg
+2
, K
+
, Na
+
, Cl
-
, SO
4
-
e PO
4
-
. Para
os córregos foram feitas medições adicionais de carbono orgânico dissolvido (COD),
nitrogênio total dissolvido (NTD), oxigênio dissolvido (OD) e turbidez, enquanto que
para deposição atmosférica determinou-se COD e NTD. Os córregos das áreas
urbanas apresentaram os maiores valores medianos de pH (6), alcalinidade (111
µM), condutividade elétrica (22 µS/cm), OD (8 mg/L), turbidez (12 NTU), COD (139
µM), NTD (33 µM), NH
4
+
(5 µM), NO
2
-
(3 µM), NO
3
-
(11 µM), Ca
+2
(20 µM), Mg
+2
(10
µM), K
+
(10 µM), Na
+
(48 µM), Cl
-
(26 µM) e SO
4
-
(2 µM). Os córregos das áreas
naturais apresentaram os menores valores, enquanto que os rurais exibiram valores
intermediários. As comparações entre os componentes do fluxo das áreas naturais e
rurais mostraram que as maiores alterações ocorreram nas concentrações das
formas nitrogenadas, que apresentaram aumento das concentrações nas áreas com
cobertura rural. Mudanças na cobertura vegetal estão causando uma clara
diferenciação na química da água dos córregos, assim como nas componentes do
fluxo, em especial o nitrogênio.
ii
SUMMARY
The Cerrado is the second largest Brazilian biome and location of the headwaters of
three important hydrological basins in Brazil. In spite of the biological and ecological
relevance of this biome, there is little information about how land use changes affect
the chemistry of surface water, groundwater and streams. In order to evaluate the
effects of these changes we selected streams that drain natural, rural and urban
areas near Brasília (Federal District), Brazil and collected samples of streamwater
during two years. In natural and rural areas we also collected samples of atmospheric
deposition (AD), runoff (R), subsurface water (SW) and groundwater (GW). Urban
streams presented the highest median values of pH (6), alkalinity (111 µM), electrical
conductivity (22 µS/cm), DO (8 mg/L), turbidity (12 NTU), dissolved organic carbon
(DOC) (139 µM), dissolved total nitrogen (DTN) (33 µM), NH
4
+
(5 µM), NO
2
-
(3 µM),
NO
3
-
(11 µM), Ca
+2
(20 µM), Mg
+2
(10 µM), K
+
(10 µM), Na
+
(48 µM), Cl
-
(26 µM),
SO
4
-
(2 µM). Natural streams showed the lowest values, while the rural showed
intermediate values. Regarding the comparison of flow components between natural
and rural areas, major changes were observed for the nitrogen forms with increasing
concentrations in rural areas. The results indicated that differences in land cover are
related to changes in streamwater chemistry and to changes in flow components,
particularly in the case of nitrogen.
1. INTRODUÇÃO GERAL
O Brasil possui cerca de 12% das reservas mundiais de água doce do
planeta, e as mesmas vem sofrendo uma série de impactos causados por ações
antrópicas (Tundisi 1999). A água tem um papel chave nos ecossistemas naturais,
pois ela é o meio de transporte primário para sólidos dissolvidos e suspensos, e
determina a taxa a qual estes sólidos são removidos do sistema, convencionalmente
definida como o fluxo de saída (Jenkis et al. 1994).
O Cerrado, segundo maior bioma brasileiro e possuidor de uma área de
aproximadamente 2 milhões de km
2
(Klink et al. 1995), é o local onde nascem três
das principais bacias hidrográficas do país (Paraná-Paraguai, Tocantins e São
Francisco). A sua cobertura vegetal original vem sendo substituída por núcleos
urbanos, e principalmente atividades agropastoris (Sano et al. 2008; Klink &
Machado 2005) apesar do mesmo ser muito importante sob vários aspectos
principalmente biodiversidade e segurança hídrica. Klink & Moreira (2002) afirmam
que as taxas de desmatamento do bioma Cerrado nos anos 70 e 80 eram superiores
às da Amazônia, enquanto que Machado et al. (2004) mostram que as atuais ainda
continuam sendo.
A qualidade das águas superficiais depende do clima e do solo da região, da
vegetação circundante, do ecossistema aquático, da influência do homem, e
portanto, sofre variações temporais e espaciais em decorrência de processos
internos e externos ao corpo de água (Maybeck & Helmer, 1992). Normalmente os
mananciais que apresentam a mais elevada qualidade para o abastecimento
doméstico são os que estão em bacias cujas matas permanecem intactas. Por outro
lado, as práticas que se seguem após a retirada da floresta tendem a produzir uma
degradação intensa e prolongada da qualidade da água (Brown, 1988). Como as
áreas florestadas não perturbadas são a melhor condição desejada do ponto de
vista da proteção dos recursos hídricos, o monitoramento hidrológico de microbacias
com floresta natural serve como referência para comparação com outras
microbacias impactadas, simultaneamente monitoradas. Diversos estudos são
realizados nestas condições, avaliando vários aspectos de qualidade da água, com
diferentes intervenções nas microbacias (Meiman & Kunkle, 1967; Swift & Messer,
1971; Castro, 1980).
2
O Cerrado é um bioma que teve alterada uma grande parte da sua cobertura
vegetal original (~40%) e, apesar disso, possui pouca informação sobre os
impactos dessas mudanças. O presente estudo teve como meta principal avaliar a
qualidade da água de pequenos córregos em função da mudança da cobertura do
solo. O trabalho foi dividido em dois capítulos, sendo que no primeiro foi abordado
como os diferentes usos e coberturas do solo influenciam na química da água dos
córregos, ao passo que no segundo foram avaliadas as vias de fluxo de nutrientes
em bacias com coberturas naturais e agrícolas no Cerrado.
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
BROWN, G.W. Forestry and water quality. 2.ed. Oregon, 142p 1988.
CASTRO, P.S. Influência da cobertura florestal na qualidade da água em duas
microbacias hidrográficas na região de Viçosa, MG. Piracicaba, Tese
(Mestrado) - Escola Superior de Agricultura Luiz de Queiroz. Universidade de
São Paulo. 170p. 1980.
JENKINS, A.; NORMAN, E.P.; RODHE, A. HYDROLOGY. IN MOLDAN, B. &
CERNY, J. (Ed.) Biogeochemistry of small catchment: a tool of environmental
research. Chister: John Wiley and Sons, 1994. chap. 2, p. 31-54. (SCOPE, 51).
Disponível em: www.icsu-scope.org/downloadpubs/scope51/contents.html.
Acesso em: 20/08/2005
KLINK, C.A.; MACEDO, R.H. & MUELLER, C.C. De grão em grão, o Cerrado perde
espaço. Cerrado: Impactos do processo de ocupação. In: Martins, E.S. &
Alho, C.J.R. (eds.). Documento para Discussão. WWF & PRO-CER, Brasília, 66p.
1995.
KLINK, C. A., & MOREIRA, A.G. Past and current human occupation and land use.
Pages 69–88 in P. S. Oliveira and R. J. Marquis, editors. The Cerrados of
Brazil: ecology and natural history of a Neotropical savanna. Columbia
University Press, New York. 2002.
KLINK, C.A. &. MACHADO, R.B. Conservation of the Brazilian Cerrado.
Conservation Biology, V.19, n. 3, p. 707–713, 2005
MACHADO, R.B., M.B. RAMOS NETO, P. PEREIRA, E. CALDAS, D. GONÇALVES,
N. SANTOS, K. TABOR, & M. STEININGER. Estimativas de perda da área do
Cerrado brasileiro. Conservation International do Brasil, Brasília 2004.
MEIMAN, J.R.; KUNKLE, S.M. Land treatment and water quality control. Journal of
soil and water conservation, v.22, n.2, p.67-70, 1967.
MEYBECK, M.; HELMER, R. An introduction to water quality. In: Chapman, D.
Water quality assessment. Cambridge, University Press. 585p. 1992.
MOLDAN, B & CERNY, J. Small catchment research. In Moldan, B & Cerny, J.
(Ed.) Biogeochemistry of small catchment: a tool of environmental research.
Chister: John Wiley and Sons, 1994. chap. 1, p. 2-29. (SCOPE, 51). Disponível
3
em: www.icsu-scope.org downloadpubs / scope51 / contents. html. Acesso em:
20/08/2005
TUNDISI, J.G. Limnologia no século XXI: perspectivas e desafios. São Carlos:
IIE, 24p. 1999.
SWIFT JR, L.W.; MESSER, J.B. Forest cuttings raise temperatures of small streams
in the southern Appalachians. Journal of soil and water conservation, v.26,
n.3, p. 111-117, 1971.
4
CAPÍTULO 1
IMPACTOS DE DIFERENTES USOS E COBERTURA DO SOLO NA QUÍMICA DA
ÁGUA DE CÓRREGOS NO CERRADO DO BRASIL
1. INTRODUÇÃO
O Cerrado brasileiro é a segunda maior formação vegetal da América do Sul,
ocupando uma superfície de aproximadamente 200 milhões de hectares (Dias, 1992;
Ratter et al 1997). Este importante bioma começou a ser mais intensamente
devastado a partir da construção da capital federal, nos anos 50; e posteriormente
nos anos 70 com a expansão da fronteira agrícola para áreas de cerrado (Klink &
Machado, 2005). Sano et al. (2008) afirmam que o Cerrado brasileiro possui 39% da
sua cobertura original convertida, tendo como principais usos as pastagens
cultivadas (26,5%) e os cultivos agrícolas (10,5%).
Mudanças no uso da terra podem causar uma série de alterações no
funcionamento e sustentabilidade dos ecossistemas, como no citado por Tardin &
Cunha (1990) que estimam um desmatamento de 300.000 km
2
da floresta
Amazônica entre os anos de 1969 e 89, e desta maneira causando implicações
preocupantes no balanço hídrico (Salati & Vose, 1984), na ciclagem biogeoquímica
de elementos (Melillo et al. 1996; Downing et al. 1999; Herpin et al. 2002),
propriedades físicas e químicas do solo (Reinrs et al. 1994; Neill et al. 1995; Mcgrath
et al. 2001; Markewitz et al. 2001), ciclo do carbono, assim como na distribuição de
matéria orgânica (Houghton, 1990; Richey et al. 1997), de espécies animais e
vegetais (Dale et al. 1994; Neill et al. 1995; Mcgrath et al. 2001), bem como no clima.
(Tinker et al. 1996). Richey et al. (1997) sugerem que as mudanças no uso da terra
em regiões tropicais serão primeiro refletidas na biogeoquímica dos pequenos
córregos. Klink et al. (1995) citam que mudanças no uso da terra em áreas de
cerrado têm gerado profundas modificações na estrutura da vegetação e
funcionamento dos seus ecossistemas devido a fatores como maior freqüência de
queimadas além da invasão de espécies exóticas.
Alguns autores consideram importante o estudo de pequenas bacias de
drenagem, uma vez que as mesmas se constituem em importantes entidades
integradoras da paisagem (Alexander et al. 2000; Campbell et al. 2004). Segundo
5
Thomas et al. (2004) os pequenos córregos são importantes elementos hidrológicos
e biogeoquímicos nas paisagens, porque eles conectam o ambiente terrestre com
grandes rios, e a química dos mesmos é afetada por processos bióticos e abióticos
como o clima, hidrologia, propriedades do solo, geomorfologia, topografia e uso da
terra. A maior parte das entradas de nutrientes e matéria orgânica dos ecossistemas
terrestres para os ambientes aquáticos entra via pequenos córregos, sendo que as
concentrações de materiais particulados e dissolvidos refletem os efeitos
combinados do transporte do material da bacia e processamento do material que
ocorre no canal do córrego (Vannote et al. 1980; Naiman et al. 1987; Meyer &
Likens, 1979).
As drenagens de pequena ordem são um importante compartimento na
identificação das mudanças no uso da terra, principalmente devido à sua efetividade
no processamento e transporte de diversos elementos tais como C, N e íons (Likens,
2004; Thomas et al. 2004). Os fluxos de elementos em grandes rios tropicais foram
objeto de inúmeros estudos na década passada, embora pouco se conheça a
respeito das taxas de perda de C, N e maiores elementos de pequenas bacias
tropicais (McDowell & Asbury, 1994). Alguns trabalhos sugerem que os pequenos
córregos têm um efeito desproporcionalmente grande no transporte de nutrientes de
bacias hidrográficas, pois eles transformam nutrientes a altas taxas quando
comparados com rios grandes (Mulholland, 1992; Alexander et al. 2000; Peterson et
al. 2001; Wollheim et al. 2001).
Estudos para avaliar os efeitos das alterações do uso e cobertura da terra na
biogeoquímica de rios localizados em bacias de drenagem no Brasil são mais
freqüentes na Amazônia (Williams & Melack, 1997; Neill et al. 2001; Biggs et al.
2002; Ballester et al. 2003, Biggs et al. 2004), ao contrário do Cerrado, onde são
escassos os trabalhos a respeito da ciclagem de nutrientes, mesmo sendo este um
dos ecossistemas mais importantes do Brasil. Apesar de toda sua importância em
função de fatores como biodiversidade, segurança hidrológica dentre outros, o
Cerrado vem sofrendo uma redução bastante drástica da sua cobertura original, em
função do constante aumento das áreas convertidas em pastagens e cultivos
agrícolas (soja, milho e algodão).
Em razão da grande importância que o Cerrado possui para o país, e devido à
pouca informação sobre os efeitos das mudanças no uso da terra, é nítida a
6
necessidade de estudos que visam aumentar o rol de informações sobre os reais
efeitos que as alteração da cobertura do solo têm sobre a química de córregos no
Cerrado brasileiro.
1.1. OBJETIVOS
Para avaliar os efeitos que os diferentes tipos de cobertura e uso do solo vêm
causando nas características químicas de pequenos córregos do Distrito Federal,
zonas ripárias de pequenos córregos foram selecionadas em áreas com cobertura
natural, agrícola e urbana.
No presente estudo serão avaliados os efeitos de tipos de cobertura e uso do
solo, assim como da sazonalidade sobre a concentração de nutrientes e parâmetros
físico-químicos da água de pequenos córregos em áreas com cobertura natural,
agrícola e urbana;
1.2. HIPÓTESES
Neste trabalho serão testadas as seguintes hipóteses:
1. As maiores concentrações de nutrientes e de valores nos parâmetros físico-
químicos serão encontradas nos córregos das áreas urbanas em relação às
áreas naturais e rurais, devido aos lançamentos de efluentes domésticos,
assim como é onde o efeito da sazonalidade será mais marcante devido à
ausência de matas de galeria;
2. A água dos córregos das áreas agrícolas apresentará maiores concentrações
de nutrientes e maiores valores de parâmetros físico-químicos em relação à
das áreas naturais, em razão do efeito do uso da terra, sendo durante a
transição entre as estações seca e chuvosa onde serão observados os
maiores valores, pois é quando os agricultores já estão realizando as
atividades (aração, calagem e adubação) para o início do plantio;
3. As concentrações de nutrientes na água dos córregos das áreas naturais e
urbanas serão maiores durante o início do período chuvoso e decairão até o
final do mesmo;
7
2. MATERIAL E MÉTODOS
2.1. Áreas de estudo
O estudo foi realizado em pequenos cursos d’água sob diferentes usos e
cobertura do solo:
1. áreas sob vegetação nativa preservada:
• Córregos Pitoco (15° 55’ 52’’S e 47° 52’ 39.9’’ W) e Taquara (15°
57’ 05.8’’S e 47° 53’ 21.1’’ W) na Reserva Ecológic a do IBGE –
RECOR (Figuras 1 e 2). Ambos são classificados como de 1ª
ordem.
A RECOR, localizada a 35 km ao sul de Brasília, possui 1.306 ha, e é uma
área representativa de várias fitofisionomias do bioma Cerrado, cuja cobertura
vegetal compõe-se de veredas, campo sujo, campo cerrado, cerrado s.s., mata de
galeria. A mata do córrego Pitoco está situada ao nordeste da reserva,
apresentando-se mais larga na cabeceira, com declividade variando entre 6 e 15%
(Parron 2004.). A mata do córrego Taquara possui uma declividade de cerca de 5%,
está localizada ao sudeste da Reserva, e a sua cabeceira é caracterizada pela
presença de barrancos que formam um leito com cerca de 3m de profundidade
(Silva Júnior 2001).
• Córrego Vereda Grande da Estação Ecológica de Águas
Emendadas, região nordeste do Distrito Federal (Figura 1); O
córrego é classificado como de 1ª. Ordem.
A Estação Ecológica de Águas Emendadas, com aproximadamente 10.000 ha
está localizada na porção nordeste do Distrito Federal, às margens da BR-020, e fica
situada na região administrativa de Planaltina. A vegetação predominante é o
cerrado s.s., ocorrendo também extensas áreas cobertas por veredas (Felfili & Felfili
2001). O córrego Vereda Grande é drenado para o norte, e encontra o Rio
Maranhão que vai alimentar o rio Tocantins.
8
Figura 1 – Imagem de satélite (CBERS) do Distrito Federal com a localização dos
pontos de coleta.
2. Áreas urbanas
• Córregos Atoleiro (15° 37’ 50.1’’S e 47° 38’ 53.2’ ’ W) e Mestre
D'Armas (15° 36’ 35.3’’ S e 47° 40’ 18.5’’ W) na ci dade de
Planaltina-DF, 45 km de Brasília (Figuras 1 e 2); Os córregos
são classificados como de 2ª e 3ª Ordens respectivamente.
Os córregos situados na zona urbana de Planaltina-DF, cidade situada ao
nordeste do Distrito Federal apresentam alto grau de antropização, e inexistem
matas de galeria. O ponto escolhido para amostragem no córrego Atoleiro apresenta
um grau muito grande de antropização com deposição de lixo nas suas margens e
dentro do mesmo. Já no ponto de amostragem do córrego Mestre D’Armas o grau de
antropização era mais reduzido em relação ao córrego Atoleiro.
9
Figura 2 – Córregos localizados em áreas sob
cobertura natural (A), uso urbano (B) e rural (C).
B
C
A
10
• Córrego Pulador (15° 40’ 56.7’’ S e 48° 11’ 09.3’’ W) na cidade
de Brazlândia-DF, 65 km de Brasília – Figura 1); O córrego é
classificado como de 3ª. Ordem.
O córrego Pulador está situado no extremo sul da poligonal urbana de Brazlândia,
cidade situada ao noroeste do Distrito Federal, faz limite com as áreas agrícolas e
possui um grau relativamente baixo de antropização quando comparado aos
córregos de Planaltina.
3. Áreas rurais
• Córregos Barreiro do Mato (15° 48’ 56.3’’ S e 47° 36’ 38’’ W) e
Estanislau (15° 47’ 41.6’’ S e 47° 37’ 29.7’’ W) na bacia do Rio
Jardim (zona rural de Planaltina), 60 km de Brasília – região
nordeste do Distrito Federal – Figuras 1 e 2). Ambos os córregos
são classificados como de 1ª. Ordem.
A bacia do rio Jardim é a região agrícola mais importante do Distrito Federal
(Dolabella, 1996), está localizada na porção sudeste do DF, e é uma área altamente
modificada para o uso agrícola, com uma área cultivada de aproximadamente
37.000 ha. Os principais tipos de cultivo plantados nesta região são: feijão
(Phaseolos vulgaris, L.), soja (Glycine max L.) e milho (Zea mays L.).
O córrego Estanislau, no trecho onde foi demarcado o ponto de coleta, não
possui uma mata de galeria definida, embora possua uma vegetação mais aberta em
aparente processo de regeneração. A área onde foram instalados os equipamentos
é dominada por gramíneas, uma vez que era anteriormente usada como pastagem.
No outro local de coleta, Fazenda Dimas, ainda existe mata de galeria, sendo que
nesta propriedade são feitos pequenos plantios familiares, principalmente com
mandioca (Manihot esculenta Crantz) e milho (Zea mays L.).
• Córrego Capão da Onça (15° 38’ 29.5’’ S e 48° 10’ 53’’ W) ) na
zona rural de Brazlândia-DF, 65 km de Brasília – região noroeste
do Distrito Federal – Figura 1); O córrego é classificado como de
2ª. Ordem.
Na cidade de Brazlândia-DF foi selecionado o córrego Capão da Onça, sendo
que o mesmo se encontra bem afastado da cidade (aproximadamente 1.800 metros
11
em linha reta). Ele se mostra aparentemente preservado, apesar das suas áreas
adjacentes estarem convertidas em pastagens. É importante ressaltar que as
cabeceiras do córrego Capão da Onça possuem plantações de eucalipto. A
Companhia de Água e Saneamento Básico (CAESB) instalou um ponto de captação
na cabeceira do mesmo.
2.2. Solos das áreas de coleta
Os solos da Reserva Ecológica do IBGE são compostos em sua maioria por
Latossolos bem drenados (Figura 3), sendo que os mesmos são geralmente
distróficos, muito ácidos e com altos níveis de Al trocáveis (Embrapa 1978). Os solos
da mata do córrego Pitoco são classificados como Latossolo Amarelo Distrófico A
moderado, da porção intermediária da mata, enquanto que mais próximo ao córrego
há a presença de Gleissolo Háplico Distrófico A (Adriana Reatto e Éder Martins,
comunicação pessoal, 2003). Na porção da mata do córrego Taquara onde foram
instalados os equipamentos está sob Gleissolos, com afloramentos de plintita (Silva
Júnior, 2001).
As coberturas da região de Planaltina têm uma predominância dos
Latosssolos Vermelhos. Nas áreas rurais, a zona ripária do córrego Estanislau está
sob Gleissolos, enquanto que a mata do córrego Barreiro do Mato está sob
Latossolo (Figura 3). Na região de Brazlândia há uma predominância dos Latossolos
Vermelhos, apesar dos Latossolos Vermelho-Amarelos, Cambissolos e em menor
grau os Gleissolos também estarem presentes, Figura 3 (Reatto et al. 2004).
13
2.3. Clima das áreas de estudo
As áreas estudadas estão inseridas no bioma Cerrado, que apresenta clima
tropical AW (segundo a classificação de Köppen). A precipitação apresenta uma
sazonalidade bastante pronunciada, sendo a estação seca entre os meses de maio
a setembro, e a chuvosa começando em outubro e terminando em abril (Eiten,
1972). A Reserva Ecológica do IBGE apresentou durante o período de estudo,
iniciado em setembro de 2004 e finalizado em setembro de 2006, a precipitação
anual de 1491, 1652 e 1667 mm, enquanto que a estação meteorológica da
EMBRAPA CPAC apresentou 1604, 1460 e 963 mm para os respectivos anos
(Figura 4).
Figura 4 – Variação da precipitação na Reserva Ecológica do IBGE e na EMBRAPA-
CPAC, e da temperatura do ar na Reserva Ecológica do IBGE ao longo do período
estudado (setembro de 2004 a dezembro de 2006).
2.4. Coleta de água dos córregos
As coletas foram realizadas nos córregos das áreas naturais (Pitoco e
Taquara – dois pontos amostrais cada e Vereda Grande – um ponto amostral), áreas
rurais (Estanislau e Capão da Onça – um ponto amostral cada, e Barreiro do Mato –
dois pontos) áreas urbanas (Atoleiro, Mestre D’Armas e Pulador – um ponto amostral
cada), (Anexo 2). As coletas começaram em setembro de 2004 e terminaram em
dezembro de 2006, com freqüência quinzenal durante o período chuvoso e mensal
durante a estação seca.
14
2.5. Procedimentos de análise das amostras
2.5.1. Determinação de H
+
, condutividade elétrica e oxigênio dissolvido
Ainda em campo foram realizadas determinações de H
+
, condutividade
elétrica e oxigênio dissolvido diretamente na água do córrego, enquanto que a
determinação das demais amostras foi feita em laboratório.
Os valores de H
+
e condutividade elétrica foram obtidos com o eletrodo
combinado OAKTON 10 series, enquanto o oxigênio dissolvido foi determinado com
o medidor AP 64 (Fisher Scientific).
2.5.2. Alcalinidade total e turbidez
As amostras foram tituladas com uma solução de ácido sulfúrico 0,002 N no
mesmo dia da coleta. Determinou-se também a turbidez das amostras em estado
bruto com o auxílio de um turbidímetro (HACH 2001 NA) e expressa em UNT
(unidade nefelométrica de turbidez).
2.5.3. Análises elementares
Entre setembro de 2004 a abril de 2005 as amostras foram filtradas em
membrana de nitrato de celulose (porosidade de 0,45µm) e acidificadas com uma
solução de ácido sulfúrico 4 M. A partir desse período o procedimento foi alterado,
sendo uma alíquota de 60 ml filtrada e outra preservada com uma solução de ácido
sulfúrico 4 M. Ambas as alíquotas foram congeladas, para posterior determinação de
nitrogênio total dissolvido (NTD), carbono orgânico dissolvido (COD), cátions (sódio,
cálcio, magnésio, potássio e amônio) e ânions (cloreto, sulfato, fosfato, nitrito e
nitrato).
Para as amostras filtradas foi utilizada a cromatografia líquida com supressão
de íons, com o equipamento Dionex-500, enquanto que para as amostras
acidificadas foram utilizadas as técnicas colorimétricas em um sistema de injeção de
fluxo com o espectrofotômetro (FIA-STAR, Foss Tecator – 5000 A) para nitrito,
nitrato, amônio e cloreto, e de um ICP de plasma acoplado para o potássio, cálcio,
magnésio e sódio. As análises de nitrogênio total dissolvido foram feitas através de
15
digestão com persulfato (Koroleff, 1983) e o carbono orgânico dissolvido (COD) com
o analisador de carbono (Shimadzu TOC 5000, Columbia, MD).
2.6. Delimitação das bacias de drenagem
Para a delimitação da área de contribuição das bacias foi utilizado um Modelo
Digital de Elevação (MDE) de terreno, provindo do Shuttle Radar Topography
Mission (SRTM). A delimitação da bacia de drenagem foi feita a partir do mapa de
classes de altitude e do mosaico de imagens CCD/CBERS, com o auxílio do
programa Arcview. As drenagens foram medidas no Arcview, assim como a área de
drenagem, que é uma projeção horizontal inclusa entre seus divisores topográficos.
Este trabalho de delimitação das bacias de drenagem foi realizado em
colaboração com o Laboratório de Processamento de Imagens e Geoprocessamento
da Universidade Federal de Goiás, sob coordenação do Professor Dr. Laerte
Guimarães Ferreira.
2.7. Análises estatísticas
A distribuição dos dados foi testada através do teste de Kolmogorov-Smirnov.
Como a maior parte dos dados não apresentou distribuição normal, os mesmos
foram comparados com auxílio de testes estatísticos não paramétricos. Utilizou-se
teste Kruskal-Wallis para comparar as concentrações dos íons e parâmetros físico-
químicos das áreas estudadas. Para comparações entre as estações de seca e
chuva foi utilizado o teste de Mann-Whitney. Utilizou-se valor de probabilidade de
5%.
O pacote estatístico usado para estas análises foi o SPSS 10.0.
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO
3.1. Delimitação das bacias e principais usos da terra
Áreas naturais
A área de captação a montante do ponto de coleta no córrego Pitoco (Figura
5) é de 0,8 km
2
, com 100% de área coberta por vegetação natural (Tabela 1),
enquanto que no córrego Taquara (Figura 6) a área de captação é de 1,5 km
2
,
também com vegetação natural em toda esta porção (Tabela 1). A área de captação
a montante do ponto amostral no córrego Vereda Grande possui 38,5 km
2
(Figura 7),
com cobertura predominantemente natural (79,4%), sendo complementado por
20,3% de cobertura rural e 0,3% de cobertura urbana (Tabela 1).
Figura 5. Principais usos da terra na área de captação das bacias do córrego Pitoco
(área natural).
17
Tabela 1. Área de captação das bacias que drenam córregos em áreas naturais,
rurais e urbanas do Distrito Federal, com exibição dos principais usos da terra.
Local Uso
Total da
drenagem
(km
2
)
Área a montante
do ponto de
coleta (km
2
)
Cobertura
natural (%)
Cobertura
rural (%)
Cobertura
urbana (%)
Pitoco 13,3 0,8 100 - -
Taquara 16,1 1,5 100 - -
Vereda Grande
Natural
38,5 38,5 79,4 20,3 0,3
Estanislau e 3,9 11,5 88,5 -
Barreiro do Mato
39,3
2,5 16,7 83,3 -
Capão da Onça
Rural
45,8 7,2 49,5 50,5 -
Pulador 19,1 1,7 17 77 6
Mestre D'Armas 57,4 57,4 63 27 10
Atoleiro
Urbano
20,3 20,3 46,2 27,1 26,7
Figura 6. Principais usos da terra nas áreas de captação da bacia do córrego
Taquara (área natural).
18
Figura 7. Principais usos da terra na área de captação da bacia do córrego Vereda
Grande (área natural).
Áreas rurais
Os córregos Estanislau e Barreiro do Mato (Figura 8) possuem áreas de
captação respectivamente de 3,9 km
2
e 2,5 km
2
(Tabela 1), a montante dos pontos
de coleta, com 88,5% e 83,3% dessas áreas usadas para fins agrícolas, e o restante
composta por áreas naturais. O córrego Capão da Onça (Figura 9) tem uma área de
captação de 7,2 km
2
(Tabela 1), a montante do ponto de coleta, sendo que 50,5%
dessa área é composta por cultivos e plantações de eucaliptos, e 49,5% por áreas
naturais.
19
Figura 8. Principais usos da terra nas áreas de captação das bacias dos córregos
Estanislau e Barreiro do Mato (áreas rurais).
20
Figura 9. Principais usos da terra na área de captação da bacia do córrego Capão
da Onça (áreas rurais).
21
Áreas urbanas
Os córregos Atoleiro e Mestre D’Armas possuem áreas de captação de 20,3
km
2
e 57,4 km
2
, respectivamente, a montante dos pontos amostrais (Figuras 10 e
11), e contam com 26,8% e 10% de cobertura urbana, 27% de cobertura rural em
ambos os casos, 46,2 e 63% de áreas naturais (Tabela 1). A área de captação do
Pulador (Figura 12) é de 1,7 km
2
, com 6% de cobertura urbana, 77% de cobertura
rural, e 17% de áreas naturais (Tabela 1).
Figura 10. Principais usos da terra nas áreas de captação da bacia do córrego
Atoleiro (áreas urbanas).
22
Figura 11. Principais usos da terra nas áreas de captação da bacia do córrego
Mestre D’ Armas (áreas urbanas).
23
Figura 12. Principais usos da terra nas áreas de captação da bacia do córrego
Pulador (áreas urbanas).
24
3.2. Caracterização das amostras de água dos córregos
3.3. Valores de H
+
, alcalinidade, condutividade elétrica e turbidez
Os valores de H
+
, alcalinidade e condutividade elétrica da água dos córregos
das áreas naturais, rurais e urbanas diferiram significativamente entre si (P = 0,000)
(Figuras 13 e 14), sendo que nas áreas urbanas foram encontrados os maiores
valores medianos de alcalinidade (111,28 µM) e condutividade elétrica (21,62 µS cm
-
1
), ao contrário das concentrações de H
+
que exibiram os menores valores (mediana
= 1,05 µM). As áreas rurais exibiram maiores valores medianos de alcalinidade
(38,51 µM) e condutividade (7,12 µS cm
-1
) em relação às áreas naturais, enquanto
que H
+
(mediana = 5,75 µM) foi menor. Devido ao fato da condutividade elétrica de
uma amostra de água natural ser determinada pelas concentrações dos chamados
íons maiores (Na
+
, Ca
+2
, Mg
+2
, K
+
, carbonatos, Cl
-
e SO
4
-
), pode-se inferir que as
variações observadas, com maiores valores de condutividade elétrica nas áreas que
sofreram alterações na sua cobertura original, seja um reflexo das mudanças no uso
da terra. A tabela 2 faz uma comparação entre os valores encontrados no presente
estudo e os observados em trabalhos realizados na bacia amazônica, devido ao fato
do bioma amazônico também ter predominância de Latossolos (Markewitz et al.
2004).
A mudança da cobertura original causou alterações dos valores de turbidez
apenas nos córregos das áreas urbanas (Figura 14), que apresentaram os maiores
valores (mediana 12,55 UNT, P = 0,000), sendo que os córregos das áreas naturais
e rurais não diferiram entre si. A menor compactação dos solos aliada à presença de
vegetação ripária nas áreas rurais parecem ser fatores que estão influenciando na
manutenção dos valores de turbidez dos córregos rurais semelhantes aos das áreas
naturais. As áreas urbanas, por outro lado, exibem solos compactados, que
impedem a infiltração das águas pluviais, propiciando maior carreamento de
partículas durante as chuvas, que chegam facilmente aos córregos devido à
destruição das zonas ripárias. Tais fatos podem ser os principais causadores dos
maiores valores encontrados nessas áreas.
25
Figura 13. Valores medianos de H
+
e alcalinidade da água de córregos em áreas sob
diferentes coberturas (natural, rural e urbano) no Distrito Federal (setembro de 2004
a dezembro de 2006) (Letras diferentes indicam diferenças entre as áreas α = 0,05).
Figura 14. Valores médios de condutividade elétrica e turbidez da água de córregos
em áreas sob diferentes coberturas (natural, rural e urbano) no Distrito Federal
(setembro de 2004 a dezembro de 2006) (Letras diferentes indicam diferenças entre
as áreas α = 0,05).
Quando comparadas as estações de seca e chuva observou-se diferenças
nas áreas naturais (alcalinidade e turbidez), rurais (alcalinidade e turbidez) e urbanas
(H
+
e turbidez). Nas comparações feitas entre estação chuvosa, seca e transição
chuva-seca verificou-se diferença apenas nas áreas naturais para alcalinidade e H
+
(> na chuva). (Figuras 15 e 16).
Figura 15. Variação temporal dos valores de H
+
e alcalinidade da água de córregos
sob uso natural, rural e urbano (setembro de 2004 a dezembro de 2006). Natural (●
– Pitoco 1;
▲
– Pitoco 2; – Taquara 1; ■ – Taquara 2;
- Vereda Grande), Rural
(● – Barreiro do Mato 1;
▲
– Barreiro do Mato 2; – Estanislau; ■ – Capão da
Onça) e Urbano (● – Mestre D’Armas;
▲
– Atoleiro; – Pulador).
28
Figura 16. Variação temporal dos valores de condutividade elétrica e turbidez da
água de córregos sob uso natural, rural e urbano (setembro de 2004 a dezembro de
2006). Natural (● – Pitoco 1;
▲
– Pitoco 2; – Taquara 1; ■ – Taquara 2;
- Vereda
Grande), Rural (● – Barreiro do Mato 1;
▲
– Barreiro do Mato 2; – Estanislau; ■ –
Capão da Onça) e Urbano (● – Mestre D’Armas;
▲
– Atoleiro; – Pulador).
29
3.4. Concentrações de oxigênio dissolvido
Os córregos das áreas urbanas apresentaram as maiores concentrações de
oxigênio dissolvido (OD), com valor mediano de 8,10 mg/L (Figura 17), e saturação
de aproximadamente 90%, podendo isso ser resultado de fatores como: maior
largura dos mesmos, leitos arenosos (Thomas et al. 2004), maior incidência
luminosa devido à ausência das matas de galeria, propiciando uma maior atividade
de algas. As áreas rurais, por outro lado, apresentaram as menores concentrações
(mediana = 6,51 mg/L), podendo isso ser causado pela ausência de um canal
definido do córrego, sendo que em alguns locais a velocidade córrego era bastante
reduzida, talvez com isso gerando uma menor oxigenação em relação aos demais
usos. Entretanto vale a pena ressaltar que, apesar dos córregos das áreas rurais
terem apresentado menores concentrações em relação às das demais áreas, a
saturação de oxigênio das mesmas foi de aproximadamente 74%. Os córregos das
áreas naturais apresentaram boas condições de oxigenação, com saturação em
torno de 85%, o que segundo Thomas et al. (2004) é típico das nascentes, uma vez
que apresentam fluxos rápidos, mistura turbulenta e heterotrofia relativamente baixa.
Figura 17. Concentrações medianas de oxigênio dissolvido da água de córregos em
áreas sob diferentes coberturas (natural, rural e urbano) no Distrito Federal
(setembro de 2004 a dezembro de 2006) (Letras diferentes indicam diferenças entre
as áreas α = 0,05).
30
Quanto à sazonalidade foi possível observar que apenas os córregos das
áreas rurais apresentaram diferenças entre as estações de seca e chuvosa, com
maiores valores durante a seca. (Figuras 18).
Figura 18. Variação temporal das concentrações de oxigênio
dissolvido da água de córregos sob cobertura natural, rural e
urbano (setembro de 2004 a dezembro de 2006). Natural (● –
Pitoco 1;
▲
– Pitoco 2; – Taquara 1; ■ – Taquara 2;
-
Vereda Grande), Rural (● – Barreiro do Mato 1;
▲
– Barreiro do
Mato 2; – Estanislau; ■ – Capão da Onça) e Urbano (● –
Mestre D’Armas;
▲
– Atoleiro; – Pulador).
31
3.5. Concentrações de carbono orgânico dissolvido (COD)
Os córregos das áreas urbanas apresentaram as maiores concentrações de
carbono orgânico dissolvido, com mediana de 139 µM (Figura 19). Esse mesmo
padrão foi observado por Ometto et al. (2000) e Daniel et al. (2002) que, estudando
a bacia do rio Piracicaba, constataram que quanto maior era o grau de urbanização,
maiores eram as concentrações de carbono orgânico dissolvido, sendo isso
resultado da entrada de efluentes domésticos não tratados nos córregos. As áreas
naturais e rurais não diferiram significativamente entre si, exibindo valores medianos
de 102 µM e 95 µM, respectivamente (Figura 19). Williams & Melack (1997), ao
contrário do que foi observado no presente trabalho, encontraram maiores
concentrações de COD em córregos de áreas desmatadas para cultivos agrícolas
em comparação com córregos de áreas florestadas na Amazônia, mas tal diferença
pode ser devido à quantidade de biomassa nesse bioma ser bem superior à do
Cerrado (Rugani et al. 1997).
Figura 19. Valores médios de carbono orgânico dissolvido da
água de córregos em áreas sob diferentes coberturas (natural,
rural e urbano) no Distrito Federal (janeiro a dezembro de
2006) (Letras diferentes indicam diferenças entre as áreas α =
0,05).
32
Percebe-se que alguns córregos (Vereda Grande – cobertura natural; Barreiro
do Mato – cobertura rural; Atoleiro e Mestre D’Armas – cobertura urbana)
apresentaram diferença sazonal, com maiores valores durante a estação chuvosa
(Figura 20). Nas comparações entre estação chuvosa, seca e transição seca-chuva
foram observadas diferenças apenas nas áreas naturais, quando comparado
período chuvoso e transição, com maiores valores verificados durante a estação
chuvosa.
Figura 20. Variação temporal das concentrações de carbono
orgânico dissolvido da água de córregos sob uso natural, rural
e urbano (janeiro a dezembro de 2006). Natural (● – Pitoco;
▲
– Taquara; - Vereda Grande), Rural (● – Barreiro do Mato;
▲
– Estanislau; – Capão da Onça) e Urbano (● – Mestre
D’Armas;
▲
– Atoleiro; – Pulador).
33
3.6. Concentrações de nitrogênio total dissolvido (NTD), NH
4
+
, NO
2
-
, NO
3
-
e
razão NID/NOD
As amostras dos córregos das áreas urbanas apresentaram concentrações de
nitrogênio total dissolvido significativamente maiores que as demais (P = 0,000;
mediana 33 µM), sendo esse valor aproximadamente 85% superior ao das áreas
naturais e rurais, que não diferiram entre si (Figuras 21). Assim como verificado para
carbono orgânico dissolvido, as maiores concentrações de NTD observadas nos
córregos das áreas urbanas podem ser resultado da descarga de efluentes
domésticos, como observado na bacia do rio Piracicaba por Krusche et al. (2003)
que afirmaram ser as concentrações de nitrogênio total controladas principalmente
pelas entradas de esgotos.
Os córregos das áreas rurais e urbanas, que não exibiram diferenças entre si,
apresentaram as maiores de concentrações de NH
4
+
, com valores medianos de
4,28 µM e 5 µM respectivamente (Figuras 21), enquanto que nas áreas naturais a
concentração mediana foi 2,86 µM. As concentrações de NO
2
-
e NO
3
-
diferiram
significativamente entre si quando comparadas as amostras dos córregos de áreas
com cobertura natural, rural e urbana (P = 0,000), com maiores valores nos córregos
das áreas urbanas (2,86 µM e 10,71 µM respectivamente, Figura 21), seguidos pelas
áreas rurais (1,43 µM e 2,86 µM respectivamente) e naturais (1,43 µM para ambos
íons). Esses resultados podem ser uma indicação de que nos ambientes que tiveram
alterada a sua cobertura vegetal original estão recebendo um aporte antrópico de
nutrientes.
34
Figura 21. Concentrações medianas de nitrogênio total dissolvido, NH
4
+
, NO
2
-
e NO
3
-
da água de córregos em áreas sob diferentes coberturas (natural, rural e urbano) no
Distrito Federal (setembro de 2004 a dezembro de 2006) (Letras diferentes indicam
diferenças entre as áreas α = 0,05).
As formas inorgânicas de nitrogênio dissolvido, NO
2
-
, NO
3
-
e NH
4
+
apresentaram variação entre as áreas naturais, rurais e urbanas, embora essa
variação tenha sido maior para N-NO
2
-
e N-NO
3
-
. O N-NH
4
+
foi a forma predominante
nas áreas naturais e rurais (50% e 46% do total de NID) (Figura 22), enquanto que
N-NO
3
-
preponderou nas urbanas (54% do total de NID). As menores proporções de
N-NO
3
-
nos córregos das áreas naturais e rurais podem ser sinal indicativo de que a
vegetação ripária está removendo de forma efetiva este composto, além de
possíveis processos de desnitrificação ao longo do canal dos córregos. Mulholland et
al. (2008) afirmam que uma porção do NO
3
-
absorvido nos córregos pode ser
atribuído à desnitrificação. Nas áreas urbanas a maior proporção de NO
3
-
em relação
às outras frações nitrogenadas pode ser resultado dos processos de nitrificação que
são favorecidos pelas maiores concentrações de oxigênio dissolvido observadas
nesses córregos, além da adsorção de NH
4
+
no leito dos córregos (Jordan 1987),
que geram com isso maiores proporções de NO
3
-
nestas áreas.
35
Córrego - área natural
N-NO3-
25%
N-NO2-
25%
N-NH4+
50%
Córrego - área rural
N-NO3-
31%
N-NO2-
23%
N-NH4+
46%
Córrego - área urbana
N-NO3-
54%
N-NO2-
17%
N-NH4+
29%
Figura 22 – Porcentagem mediana das frações inorgânicas do
nitrogênio (N-NH
4
+
, N-NO
2
-
e N-NO
3
-
) e na água de córregos de
áreas naturais, rurais e urbanas.
Recentes estudos conduzidos por Mulholland et al. (2008), em córregos dos
Estados Unidos e Porto Rico, encontraram um padrão semelhante ao do presente
estudo, com maiores concentrações de NO
3
-
em córregos sob áreas rurais e
urbanas em relação aos córregos sob vegetação natural. Kemp & Dodds (2002)
observaram que as taxas de nitrificação eram mais positivamente influenciadas pela
adição combinada de NH
4
+
e oxigênio dissolvido, assim como pela adição dos
mesmos de forma separada. A maior concentração de oxigênio dissolvido nos
córregos urbanos do presente estudo pode inclusive estar desviando o equilíbrio das
transformações entre as frações de NID para a formação de NO
3
-
.
Em pequenos córregos das Catskill Mountains nos Estados Unidos foi
observado um aumento nas concentrações de NO
3
-
a partir de 1970, sendo que uma
das razões para isso foi a deposição atmosférica de nitrogênio (Murdoch & Stoddard,
1992). Estudos conduzidos na bacia Amazônica (Biggs et al., 2004; Markewitz et al.,
2001; Willams & Melack, 1997), encontraram concentrações de NO
3
-
superiores às
do presente trabalho, possivelmente em razão da maior quantidade de nutrientes no
bioma amazônico em relação ao Cerrado (Haridasan, 2000).
36
Quanto às diferenças entre as estações seca e chuvosa foi observado que
apenas as áreas rurais apresentaram diferenças significativas entre seca e chuva
(P=0,040) com maiores concentrações de N total dissolvido na época chuvosa,
possivelmente em função da disponibilização desse nutriente para as culturas
durante o período seco. NH
4
+
, NO
2
-
e NO
3
-
, ao contrário, não exibiram diferenças
entre as estações (Figuras 23 e 24). As comparações feitas entre as estações seca
e chuvosa com a transição seca-chuva mostraram que apenas as áreas urbanas
exibiram diferenças, com maiores concentrações de NO
2
-
durante a transição (Figura
24).
Figura 23. Variação temporal dos valores de nitrogênio total dissolvido e NH
4
+
da
água de córregos sob uso natural, rural e urbano (setembro de 2004 a dezembro de
2006). Natural (● – Pitoco 1;
▲
– Pitoco 2; – Taquara 1; ■ – Taquara 2;
- Vereda
37
Grande), Rural (● – Barreiro do Mato 1;
▲
– Barreiro do Mato 2; – Estanislau; ■ –
Capão da Onça) e Urbano (● – Mestre D’Armas;
▲
– Atoleiro; – Pulador).
Figura 24. Variação temporal dos valores de NO
2
-
e NO
3
-
da água de córregos sob
uso natural, rural e urbano (maio de 2005 a dezembro de 2006). Natural (● – Pitoco
1;
▲
– Pitoco 2; – Taquara 1; ■ – Taquara 2;
- Vereda Grande), Rural (● –
Barreiro do Mato 1;
▲
– Barreiro do Mato 2; – Estanislau; ■ – Capão da Onça) e
Urbano (● – Mestre D’Armas;
▲
– Atoleiro; – Pulador).
Razão entre N
inorgânico
e N
orgânico
As áreas urbanas apresentaram a maior razão N
inorg
/N
org
(1,30) enquanto que
as naturais exibiram a menor (0,47) (Figura 25). Por outro lado as áreas rurais
mostraram valor intermediário aos demais usos (0,71). As menores proporções
observadas nos córregos das áreas naturais podem ser devido a uma maior
retenção de compostos nitrogenados inorgânicos como o NO
3
-
por parte da
vegetação ripária.
38
0
0,05
0,1
0,15
0,2
0,25
0,3
0,35
0,4
0,45
0,5
Áreas naturais Áreas rurais Áreas urbanas
mg/L
Nitrogênio inorgânico dissolvido Nitrogênio orgânico dissolvido
Figura 25. Concentrações medianas de nitrogênio inorgânico dissolvido e nitrogênio
orgânico dissolvido da água de córregos em áreas com diferentes coberturas
(natural, rural e urbana) no Distrito Federal (setembro de 2004 a dezembro de 2006).
3.7. Impacto da cobertura do solo nas concentrações de nitrogênio total
dissolvido, NH
4
+
, NO
2
-
e NO
3
-
As concentrações de N total dissolvido, NH
4
+
, NO
2
-
e NO
3
-
foram maiores nas
áreas que apresentaram percentual de cobertura natural intermediário, nas áreas
urbanas (Figura 26). Apesar das áreas de captação dessas bacias possuírem
maiores valores de cobertura natural em relação às áreas rurais, percebe-se que tais
fragmentos não conseguem “tamponar” esses córregos, possivelmente em razão de
ocorrerem lançamentos de efluentes domésticos diretamente nos canais de
drenagem.
39
Figura 26. Relação entre as concentrações medianas de nitrogênio total dissolvido,
NH
4
+
, NO
2
-
e NO
3
-
e a proporção de cobertura natural. Áreas naturais ( - Pitoco;
)
-
Taquara;
>
- Águas Emendadas); Áreas rurais ( - Chácara 117; - Fazenda
Dimas; 8 - Capão da Onça); Áreas urbanas ( - Mestre D’Armas; - Atoleiro; -
Pulador).
3.8. Concentrações de cátions: cálcio, magnésio, potássio e sódio
As concentrações de cálcio, magnésio, potássio e sódio diferiram
significativamente (P=0,000) entre os córregos estudados, com maiores
concentrações nas áreas urbanas (Ca
+2
= 19,71 µM, Mg
+2
= 9,87 µM, K
+
= 10,23 µM
e Na
+
= 48,28 µM - Figura 27), seguidas pelas áreas rurais (Ca
+2
= 5,24 µM; Mg
+2
=
3,29 µM; K
+
= 5,63 µM e Na
+
= 16,09 µM) e naturais (valores medianos de Ca
+2
=
2,74 µM; Mg
+2
= 1,65 µM; K
+
= 2,56 µM e Na
+
= 7,83 µM). As áreas urbanas
apresentaram valores máximos de concentração de Ca
+2
(251 µM), Mg
+2
(50 µM) e
K
+
(104 µM) no mês de novembro, enquanto que o valor máximo de Na
+
(590 µM) foi
encontrado no mês de janeiro. As maiores concentrações desses cátions
observadas nos córregos das áreas que tiveram a cobertura original alterada (rural e
urbana) são sinais que as mudanças no uso da terra já estão influenciando a
química da água desses córregos. Esse aporte de nutrientes pode em certos casos
40
causar eutrofização, podendo fazer com que a estrutura das comunidades
associadas a estes corpos d’água seja alterada.
Estudos conduzidos na bacia Amazônica por Forti et al. (2000) e Neill et al.
(2006) encontraram um padrão semelhante ao deste trabalho, pois foram
encontradas maiores concentrações de cátions como Ca
+2
, Mg
+2
K
+
, e Na
+
em
bacias desmatadas e com pastagem, sendo esses aumentos atribuídos às
mudanças da cobertura. Esses trabalhos, assim como o realizado por Markewitz et
al. (2004) encontraram valores superiores aos do presente estudo, e assim como
para NO
3
-
, podem ser devido à maior quantidade de nutrientes no bioma amazônico
em relação ao Cerrado (Haridasan, 2000). As comparações entre o presente estudo
e trabalhos realizados na bacia amazônica foram feitas devido ao fato de ambos os
biomas apresentarem solos com predominância de Latossolos.
Figura 27. Concentrações medianas de Ca
+2
, Mg
+2
, K
+
e Na
+
da água de córregos
em áreas sob diferentes coberturas (natural, rural e urbano) no Distrito Federal
(setembro de 2004 a dezembro de 2006) (Letras diferentes indicam diferenças entre
as áreas α = 0,05).
Nas comparações entre estação chuvosa e seca foi verificado que somente
as áreas rurais exibiram diferenças significativas, e apenas Na
+
(Figuras 28 e 29).
41
Comparando-se o período de transição seca-chuva com a estação chuvosa e seca,
foi observado que nas áreas naturais o Na
+
apresentou maiores concentrações na
estação chuvosa (chuva x transição), e maiores valores na seca para Na
+
e Ca
+2
(seca x transição), enquanto que nas áreas rurais as concentrações de Na
+
também
foram maiores no período chuvoso (chuva x transição).
Figura 28. Variação temporal dos valores de Ca
+2
e Mg
+2
da água de córregos sob
uso natural, rural e urbano (setembro de 2004 a dezembro de 2006). Natural (● –
Pitoco 1;
▲
– Pitoco 2; – Taquara 1; ■ – Taquara 2;
- Vereda Grande), Rural (●
– Barreiro do Mato 1;
▲
– Barreiro do Mato 2; – Estanislau; ■ – Capão da Onça) e
Urbano (● – Mestre D’Armas;
▲
– Atoleiro; – Pulador).
42
Figura 29. Variação temporal dos valores de K
+
e Na
+
da água de córregos sob uso
natural, rural e urbano (setembro de 2004 a dezembro de 2006). Natural (● – Pitoco
1;
▲
– Pitoco 2; – Taquara 1; ■ – Taquara 2;
- Vereda Grande), Rural (● –
Barreiro do Mato 1;
▲
– Barreiro do Mato 2; – Estanislau; ■ – Capão da Onça) e
Urbano (● – Mestre D’Armas;
▲
– Atoleiro; – Pulador).
3.9. Concentrações de ânions: cloreto, sulfato e fosfato
Seguindo o padrão observado para cátions, as concentrações de cloreto e
sulfato nas amostras de água dos córregos das áreas naturais, rurais e urbanas
diferiram significativamente entre si (P=0,000), com maiores valores medianos nas
áreas urbanas (Cl
-
= 26,51 µM; SO
4
-
= 2,39 µM) e menores nas naturais (Cl
-
= 3,95
µM; SO
4
-
= 1,04 µM), enquanto que as áreas rurais exibiram valores intermediários
(Figura 30). As maiores concentrações de Cl
-
e SO
4
-
observadas nos córregos
urbanos podem ser resultado do lançamento de efluentes domésticos diretamente
nesses corpos d’água.
43
Figura 30. Concentrações medianas de Cl
-
, SO
4
-
e PO
4
-
da água de córregos em
áreas sob diferentes coberturas (natural, rural e urbano) no Distrito Federal
(setembro de 2004 a dezembro de 2006) (Letras diferentes indicam diferenças entre
as áreas α = 0,05).
Igualmente ao observado para cátions, alguns estudos realizados na
Amazônia como o de Biggs et al. (2004) e Leite (2004) observaram que quanto mais
altos eram os índices de desmatamento e urbanização, maiores eram as
concentrações de Cl
-
e SO
4
-
. Estudos conduzidos na bacia do rio Piracicaba por
Ometto et al. (2000), também observaram o mesmo padrão, pois os córregos com
maiores índices de urbanização e com plantio de cana de açúcar possuíam maiores
concentrações de Cl
-
e SO
4
-
em relação aos pontos mais próximos das cabeceiras.
As concentrações medianas de PO
4
-
foram as menores dentre os íons
analisados, sendo que a maioria das amostras (~87%) apresentou valores inferiores
ao limite de detecção do aparelho, e não houve diferença entre as áreas (Figura 30).
Segundo Leite (2004), que também realizou estudos em bacias com predomínio de
Latossolos na bacia amazônica, as baixas concentrações de PO
4
-
em relação às dos
demais solutos analisados no seu trabalho podem ser devido à sua fixação pelo Fe e
Al ainda no solo, antes que o mesmo seja lixiviado. Além do mais as concentrações
de PO
4
-
em Latossolos são bastante reduzidas em função da pouca disponibilidade
de fósforo nestes solos (Montgomery 1988; Lilienfein 2000), e que pode ser
44
confirmado pelos baixos valores de fósforo disponível encontrados no presente
trabalho, com concentrações variando de 0,3 a 6,6 mg dm
-3
.
Não foram encontradas diferenças significativas nas concentrações de cloreto
e sulfato ao serem comparadas as estações chuvosa e seca em todas as áreas
estudadas (Figuras 31), assim como nas comparações com o período de transição.
Figura 31. Variação temporal dos valores de Cl
-
e SO
4
-
da água de córregos sob uso
natural, rural e urbano (maio de 2005 a dezembro de 2006). Natural (● – Pitoco 1;
▲
– Pitoco 2; – Taquara 1; ■ – Taquara 2;
- Vereda Grande), Rural (● – Barreiro
do Mato 1;
▲
– Barreiro do Mato 2; – Estanislau; ■ – Capão da Onça) e Urbano (●
– Mestre D’Armas;
▲
– Atoleiro; – Pulador).
45
3.10. Balanço iônico
Os córregos das áreas com cobertura rural foram os únicos a apresentarem
equilíbrio no balanço iônico (Tabela 3). Nas áreas urbanas houve um leve
desbalanço em favor dos ânions, enquanto que os córregos das áreas com
cobertura natural mostraram um forte desequilíbrio positivo (aproximadamente 3,5x
maior que o limite máximo considerado), tendo como principal causa os altos valores
de H
+
gerados pelos solos ácidos dessas áreas.
Tabela 3. Balanço entre cátions e ânions (µEq) da água dos córregos localizados em
áreas com cobertura natural, rural e urbana.
Soluto Área natural Área rural Área urbana
H
+
14,00 9,00 0,00
HCO
3
-
24,48 46,27 130,39
NH
4
+
4,28 5,00 8,57
NO
2
-
1,43 0,43 2,86
NO
3
-
1,43 0,65 13,56
K
+
3,32 8,18 14,10
Ca
+2
6,49 13,50 57,50
Mg
+2
6,58 9,05 23,87
Na
+
14,35 22,61 59,13
Cl
-
4,80 10,16 29,14
SO
4
-2
2,08 12,50 8,96
PO
4
-3
0,21 0,21 0,21
Soma de cátions 49,03 67,35 163,17
Soma de ânions 34,42 70,21 185,12
Balanço iônico 18 -2 -6
Balanço iônico (%) = (soma de cátions – soma de ânions) / (soma de cátions + soma de
ânions) x 100.
Valores acima de 5% são considerados em desequilíbrio.
46
3.11. Caracterização das amostras de água dos córregos durante eventos de
chuva
As coletas realizadas durante eventos de chuva em áreas naturais
apresentaram diferença significativa (P < 0,05) em relação às amostras coletadas
durante a estação chuvosa, com maiores concentrações médias de NO
2
-
, NO
3
-
, Mg
+2
e Cl
-
nos eventos, ao contrário dos valores de alcalinidade, NH
4
+
e Na
+
que foram
maiores durante a estação chuvosa. As áreas rurais também exibiram diferença
significativa (P<0,05), com maiores valores médios de condutividade elétrica,
alcalinidade, NO
3
-
, K
+
, Na
+
, Cl
-
nas amostras coletadas durante eventos. A estação
chuvosa por outro lado exibiu maiores concentrações de NO
2
-
e Na
+
(Tabela 4).
A precipitação máxima observada durante as coletas realizadas durante
eventos de chuva foi de 5,3 mm, sendo este valor correspondente a 40% da
freqüência acumulada dos eventos de chuva que ocorrem no Distrito Federal. Dentre
as coletas realizadas, a do dia 21/12/2006 no córrego Barreiro do Mato foi a que
apresentou a maior resposta à chuva, com nítida variação das concentrações dos
solutos analisados, acompanhando a variação do nível do córrego (Figura 36). As
demais coletas não exibiram um padrão claro de resposta aos eventos, exceto por
alguns parâmetros químicos, que apresentaram mudanças nos seus valores
acompanhando a variação no nível dos córregos (Cl
-
- Figura 32; H
+
, condutividade
elétrica e K
+
- Figura 33).
A baixa resposta dos parâmetros químicos da maioria das amostras coletadas
nos córregos durante os eventos pode ter ocorrido em função da baixa intensidade
das chuvas. Esses volumes pluviométricos talvez tenham sido insuficientes para
saturar os solos e assim ”arrastar” os nutrientes para o canal do córrego. Um estudo
realizado na Guiana Francesa por Grimaldi et al. (2004) mostra o quanto o volume
pluviométrico influencia na variação das concentrações dos nutrientes em pequenos
córregos, uma vez que quatro dos seis íons analisados neste trabalho exibiram claro
aumento das suas concentrações em resposta a um evento de 32 mm.
47
Figura 32 – Variação no nível do córrego Pitoco (RECOR-IBGE), evolução temporal
dos valores de H
+
, alcalinidade, condutividade elétrica e das concentrações de NH
4
+
,
NO
2
-
, NO
3
-
, Cl
-
, SO
4
-
, Na
+
, K
+
, Mg
+2
e Ca
+2
da água de córrego no evento de
17/03/06. O intervalo entre as coletas era de 15 minutos.
48
Figura 33 – Variação no nível do córrego Taquara (28/12/06), evolução temporal dos
valores de H
+
, alcalinidade, condutividade elétrica e das concentrações NH
4
+
, NO
2
-
,
NO
3
-
, Cl
-
, SO
4
-
, Na
+
, K
+
, Mg
+2
e Ca
+2
da água de córrego sob evento de chuva em
área natural (RECOR-IBGE). O intervalo entre as coletas era de 15 minutos.
49
Figura 34 – Variação no nível do córrego Taquara (11/01/07), evolução temporal dos
valores de H
+
, alcalinidade, condutividade elétrica e das concentrações de NH
4
+
,
NO
2
-
, NO
3
-
, Cl
-
, SO
4
-
, Na
+
, K
+
, Mg
+2
e Ca
+2
da água de córrego sob evento de chuva
em área natural (RECOR-IBGE). O intervalo entre as coletas era de 15 minutos.
50
Figura 35 – Variação do nível do córrego Barreiro do Mato (04/01/07), evolução
temporal dos valores de H
+
, alcalinidade, condutividade elétrica e das concentrações
de NH
4
+
, NO
2
-
, NO
3
-
, Cl
-
, SO
4
-
, Na
+
, K
+
, Mg
+2
e Ca
+2
da água de córrego sob evento
de chuva em área rural. O intervalo entre as coletas era de 15 minutos.
51
Figura 36 – Variação do nível do córrego Barreiro do Mato (21/12/06), evolução
temporal dos valores de H
+
, alcalinidade, condutividade elétrica e das concentrações
de NH
4
+
, NO
2
-
, NO
3
-
, Cl
-
, SO
4
-
, Na
+
, K
+
, Mg
+2
e Ca
+2
da água de córrego sob evento
de chuva em área rural. O intervalo entre as coletas era de 15 minutos.
53
4. CONCLUSÕES
Como relação às hipóteses formuladas no início do presente trabalho, conclui-
se que:
1. os córregos das áreas urbanas apresentaram as maiores concentrações de
carbono orgânico dissolvido, nitrogênio total dissolvido, NH
4
+
, NO
2
-
, NO
3
-
, Ca
+2
,
Mg
+2
, K
+
, Na
+
, Cl
-
e SO
4
-
, assim como menores concentrações de H
+
e maiores
valores dos parâmetros físico-químicos alcalinidade, condutividade elétrica,
oxigênio dissolvido e turbidez em relação aos córregos das áreas com cobertura
natural e rural;
2. ao contrário da hipótese inicial, que afirmava ser nos córregos urbanos onde a
sazonalidade seria mais marcante, foram as áreas rurais que apresentaram
resposta à sazonalidade para um maior número de variáveis, possivelmente em
razão das chuvas estarem carreando nutrientes das áreas cultivadas, assim
como dos nutrientes arrastados pelas chuvas ao passarem pela vegetação
ripária e que chegam aos córregos;
3. os córregos das áreas sob uso rural apresentaram maiores valores de
parâmetros químicos (condutividade elétrica e alcalinidade), assim como
maiores concentrações de NH
4
+
, NO
2
-
, NO
3
-
, Ca
+2
, Mg
+2
, K
+
, Na
+
, Cl
-
e SO
4
-
, e
menores valores de H
+
em relação aos córregos das áreas naturais, o que
corrobora a hipótese inicial;
4. não foi possível detectar a redução das concentrações de nutrientes a partir do
início do período chuvoso até o final do mesmo nas áreas naturais e urbanas de
acordo a hipótese inicial;
5. os resultados das coletas realizadas durante eventos de chuva mostraram que
aparentemente o volume pluviométrico influencia o arraste de nutrientes para os
córregos, uma vez que apenas uma coleta – a que registrou o maior volume
pluviométrico – mostrou relação direta entre o aumento do nível do córrego
seguido pelo aumento das concentrações dos solutos analisados.
54
5. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
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60
CAPÍTULO 2
VIAS DO FLUXO DE NUTRIENTES EM BACIAS DE DRENAGEM COM
COBERTURAS NATURAIS E AGRÍCOLAS NO CERRADO BRASILEIRO
1. INTRODUÇÃO
Uma grande quantidade do Cerrado brasileiro, que originalmente cobria
aproximadamente 200 milhões de hectares, foi convertida para usos agropastoris e
urbanos (Sano et al. 2008; Ribeiro e Walter 1998), sendo que ainda existem muitas
manchas remanescentes da cobertura vegetação original (nativa). Segundo Resck et
al. (1998), os pastos e os cultivos anuais são os resultados mais comuns das
mudanças no uso da terra em áreas de cerrado.
Atualmente o desmatamento florestal é a mudança no uso da terra
predominante que ocorre em grande parte dos trópicos úmidos (Matthews et al.
2000). Aqui no Brasil tem-se o exemplo dos desmatamentos que ocorrem na bacia
amazônica, que segundo o INPE (2000) apresentou taxas de desmatamento anual
variando de 11.000 a 29.000 km
2
durante a década passada, sendo a maior parte
dessas áreas convertidas em pastos para criação extensiva de gado bovino
(Fearnside 1993).
O Cerrado, importante bioma brasileiro, também vem sendo intensamente
desmatado, sendo que em trabalho recente, Sano et al. (2008) mostram que
agricultura e pastagens cultivadas são os principais usos da terra que substituem as
áreas naturais de cerrado, com aproximadamente 40% das áreas originais já
convertidas para diversos usos. Segundo Klink e Moreira (2002) durante os anos 70
as áreas de cerrado chegaram a apresentar uma média anual de desmatamento da
ordem de 40.000 km
2
ao ano, sendo com isso duas vezes superior à taxa amazônica
verificada entre os anos de 1978 e 1988. Apesar desses relevantes fatos a mídia
nacional assim coma a estrangeira somente dá visibilidade ao desmatamento
Amazônico em detrimento ao do Cerrado.
Thomas et al. (2004) afirmam que a grande maioria dos estudos sobre a
influência das mudanças no uso da terra nas características dos córregos, das
soluções de escoamento superficial e freática são desenvolvidos nas zonas
61
temperadas, e devido às altas taxas de mudança no uso da terra nas regiões
tropicais nas últimas décadas e ao potencial para mudanças das características de
grandes rios tropicais é necessário o entendimento para a região tropical também.
Como a interação entre os sistemas terrestres e aquáticos se dá através das
zonas ripárias, é interessante verificar como as mudanças na cobertura do solo
estão agindo sobre a biogeoquímica das vias de fluxo (soluções de escoamento
superficial, do solo e freática).
1.1 OBJETIVOS
Para avaliar os efeitos da mudança no uso da terra em características químicas
dos diferentes componentes do fluxo (deposição atmosférica, soluções de
escoamento superficial, do solo a 50 cm de profundidade e freática), zonas ripárias
de pequenas drenagens foram selecionadas em áreas com cobertura natural e
agrícola. No presente estudo serão avaliados os efeitos do uso da terra e da
sazonalidade sobre:
1) a concentração de nutrientes e parâmetros químicos da deposição atmosférica, e das soluções de escoamento
superficial, do solo a 50 cm de profundidade e freática em áreas com cobertura natural e rural;
2) a concentração e fluxo de nutrientes na deposição atmosférica e solução de escoamento superficial em áreas com
cobertura natural e rural.
1.2 HIPÓTESES
Neste trabalho serão testadas as seguintes hipóteses a seguir.
Quanto às mudanças no uso da terra:
1. as soluções de escoamento superficial, do solo (50 cm de profundidade) e
freática de áreas com cobertura natural possuem as menores concentrações
de nutrientes devido ao efeito tampão causado pelas matas de galeria, além
do baixo conteúdo de nutrientes no sistema;
2. as soluções de escoamento superficial, do solo (50 cm de profundidade) e
freática de áreas agrícolas possuem maiores concentrações de nutrientes e
maiores valores de parâmetros químicos que as com cobertura natural,
apesar da presença de mata de galeria, em razão do efeito do uso da terra
62
ser intenso, resultando na não eficiência plena destas matas ripárias na
retenção de nutrientes;
3. A deposição atmosférica das áreas com cobertura natural apresentará
menores concentrações de nutrientes em relação às áreas rurais.
Quanto à sazonalidade:
1. as maiores concentrações de nutrientes nas áreas estudadas ocorrerão no
período seco, quando comparado ao chuvoso, pois nesse ocorrerá diluição
causada pelas chuvas;
2. durante o período chuvoso, em razão da diluição causada palas chuvas, as
concentrações de nutrientes e os valores dos parâmetros químicos em áreas
com cobertura natural e rural são iguais;
3. as concentrações de nutrientes nas soluções de escoamento superficial, do
solo (50 cm de profundidade), freática serão maiores no durante o início do
período chuvoso e decairão até o final deste período;
4. durante o período chuvoso as concentrações de nitrato serão menores que na
época seca;
63
2. MATERIAL E MÉTODOS
2.1. Áreas de estudo
O estudo foi realizado em área com cobertura natural preservada, nas matas
de galeria dos córregos Pitoco e Taquara da Reserva Ecológica do IBGE, e em área
com cobertura rural, nas zonas ripárias dos córregos Estanislau e Barreiro do Mato
na bacia do rio Jardim em Planaltina.
2.2. Componentes do fluxo
2.2.1 Coleta de deposição atmosférica
Em cada uma das áreas naturais (Pitoco e Taquara na Reserva Ecológica do
IBGE) e rurais (Chácara 117 e Fazenda Dimas) foi instalado um coletor de água da
chuva, sendo que o mesmo era uma garrafa de cinco litros, confeccionada em
plástico (polietileno), pintada com uma camada preta, sobreposta por outra branca, e
tinha por objetivo evitar a passagem de luz e o possível aparecimento de algas. O
coletor possuía um funil de polipropileno (18 cm de diâmetro) conectado, ao qual foi
colocado um pequeno pedaço de tela de nylon (malha de 2 mm) para evitar que
caíssem insetos, folhas, dentre outros detritos contaminantes. Estes coletores foram
colocados num poste de madeira (com 2,3 m de altura) numa área aberta (Figura
37). As distâncias entre os coletores e as bordas da matas eram: Pitoco – 70 m;
Taquara – 45 m; Estanislau – 25 m, e Barreiro do Mato 20 m. Todos os coletores
foram instalados em janeiro de 2006, e as coletas foram realizadas até janeiro de
2007, com freqüência quinzenal durante o período chuvoso e mensal durante a
estação seca.
65
2.2.2 Coleta de solução de escoamento superficial
Os coletores foram confeccionados com ripas de madeira de 10 cm de altura
formando um retângulo de 1 metro de largura x 2 metros de comprimento
aproximadamente. Medidas detalhadas dos coletores são apresentadas no anexo 1.
O equipamento ficava com 70% da sua altura enterrada, em local com declividade
suficiente para proporcionar escoamento da solução superficial do solo (Figura 38).
A aresta que ficava na parte inferior deste retângulo era feita com calha de
policloreto de vinila (PVC), e tinha por objetivo a canalização da água para uma
garrafa plástica de polietileno semelhante à da coleta de precipitação. Esta garrafa
ficava posicionada verticalmente logo abaixo do coletor, semi-enterrada para evitar a
perda de amostra, e se conectava ao mesmo através de uma mangueira. A
freqüência das coletas era quinzenal durante o período chuvoso e mensal durante a
estação seca
Foram instalados coletores de solução de escoamento superficial nas áreas
naturais (matas dos córregos Pitoco e Taquara - RECOR-IBGE), assim como nas
áreas rurais (córregos Estanislau e Barreiro do Mato). No córrego Pitoco foram
instalados quatro coletores dentro da mata, sendo dois localizados a
aproximadamente seis e dez metros de distância do córrego, e os outros dois a 60 e
90 metros do córrego (Figura 39). Na mata do córrego Taquara foram instalados
apenas dois coletores a uma distância de aproximadamente 5 metros do córrego
(Figura 40). Na Chácara 117 foram instalados dois coletores numa antiga área de
pastagem coberta por gramíneas, distantes 30 metros da borda de regeneração da
mata (Figura 41). Na Fazenda Dimas foram instalados quatro coletores (Figura 42),
sendo dois dentro da mata, a uma distância de seis e oito metros do córrego,
enquanto os demais foram instalados fora da mata, a uma distância de 10 metros da
sua borda, dentro de uma área cultivada com mandioca e milho.
66
Figura 38 - Coletor de solução de escoamento superficial.
2.2.3. Coleta de solução de solo a 50 cm de profundidade
Lisímetros de sucção a vácuo foram instalados nas matas dos córregos
Pitoco e Taquara, assim como nas matas dos córregos Estanislau e Barreiro do
Mato (Anexo 2), com o objetivo de coletar solução do solo a uma profundidade de 50
cm. Esse equipamento consiste de um tubo de PVC (50 cm de comprimento e 50
mm de diâmetro) com uma cápsula cerâmica porosa acoplada na extremidade que
fica em contato com o solo, tendo por função permitir a entrada da solução do solo.
A outra extremidade era tampada com uma rolha de borracha, através da qual
passavam dois pequenos tubos de vidro, sendo um mais longo para coleta da
amostra que ficava no interior do lisímetro e um mais curto através do qual era
extraído o ar interno para a manutenção do equipamento sob vácuo permanente.
Para a instalação do lisímetro foi utilizado um trado para a colocação do mesmo na
profundidade desejada, de forma que a parte cerâmica tivesse o contato máximo
com o solo
71
No córrego Pitoco foram instalados quatro lisímetros (Figura 39), cada um dos
quais próximos a um coletor de solução de escoamento superficial, enquanto no
Taquara foram colocados dois, sendo um a quatro metros do córrego e um outro
próximo à borda da mata, na parte interna (Figura 40). Na Chácara 117 e Fazenda
Dimas foram instalados dois equipamentos em cada um dos locais, sendo que os
mesmos ficavam a uma distância aproximada de sete metros do córrego em ambas
as áreas (Figuras 41 e 42). Todos os lisímetros foram instalados em dezembro de
2004, e as coletadas realizadas até dezembro de 2006, com freqüência quinzenal
durante o período chuvoso e mensal durante a estação seca.
2.2.4. Coleta de solução freática
Nas áreas naturais e rurais foram instalados poços para a coleta de solução
freática (Anexos 2 e 3), sendo que os mesmos foram perfurados até o momento que
fosse possível alcançar a zona saturada. Cada um destes poços recebeu um cano
de PVC de 50 mm de diâmetro, e na extremidade superior era colocada uma tampa
de PVC para evitar que caíssem detritos dentro do poço, além de água da chuva. A
extremidade final do cano era aberta para entrada da solução freática, e na porção
inferior dessa peça foram feitas ranhuras laterais para permitir que a solução
entrasse lateralmente também.
Na mata do córrego Pitoco foram instalados quatro poços, sendo dois a uma
distância de aproximadamente seis metros do córrego, enquanto que os demais a
60 e 90 metros (Figura 39). Na mata do córrego Taquara foram instados quatro
poços (Figura 40), sendo dois próximos ao córrego (quatro e seis metros) e os
demais na parte interna da borda da mata (60 metros do córrego). Na Chácara 117
foram instalados cinco poços (Figura 41), sendo dois próximos ao córrego (sete e 17
metros de distância do córrego), enquanto que os demais afastados a distâncias de
55, 60 e 170 metros do córrego. Na Fazenda Dimas foram instalados três poços
(Figura 42), sendo dois próximos ao córrego (seis e dezenove metros) e um a 44
metros do córrego, na parte interna da borda da mata. Os poços foram instalados
entre março e novembro de 2004, e a freqüência das coletas era quinzenal durante
o período chuvoso e mensal durante a estação seca.
72
2.3. Variação do nível dos córregos
Foram instalados também nos córregos Pitoco, Taquara e Barreiro do Mato
transdutores de pressão d’água (Data Logger – Global Water), com o objetivo de
determinar a variação anual do seu nível. As medições foram feitas entre setembro
de 2004 e dezembro de 2007 (Pitoco), entre setembro de 2004 e dezembro de 2006
(Taquara) e entre janeiro de 2006 e dezembro de 2007 (Barreiro do Mato).
Determinou-se também a área das secções transversais desses córregos com o
objetivo de avaliar a suas vazões anuais, inclusive em coletas durante eventos de
chuva intensa. Para determinar o momento inicial e final da coleta durante os
eventos de chuva, foram observados dados pluviométricos da estação
meteorológica localizada na Reserva Ecológica do IBGE, juntamente com os dados
da variação do nível do córrego, para assim avaliar a partir de quanto tempo do
início da chuva o nível do córrego começava a subir e voltar à linha de base.
As coletas de eventos de chuva intensa foram realizadas no córrego do Pitoco
em 17/03/2006, Taquara em 08/12, 28/12/2006 e 01/02/2007, enquanto que no
Barreiro do Mato em 21/12/2006 e 04/01/2007. Durante as coletas de eventos as
amostras foram coletadas a cada 15 minutos por um período variável entre uma e
quatro horas.
2.4. Procedimentos de coleta das amostras de água
As amostras eram coletadas manualmente, com freqüência mensal durante o
período seco e quinzenal durante a estação chuvosa.
2.4.1. Deposição atmosférica, soluções de escoamento superficial e a 50 cm de
profundidade
O volume total das soluções armazenadas nas garrafas era medido com uma
proveta plástica de polipropileno, e em seguida uma alíquota de 280 ml era
armazenada num frasco de polietileno e conduzida ao laboratório conservada em
gelo. Posteriormente o equipamento era lavado com água deionizada, e no caso dos
lisímetros era restabelecido o vácuo (60 bar) no sistema com o auxílio de uma
bomba manual da marca Metyvac.
73
2.4.2. Solução freática
A coleta da solução freática era realizada em duas etapas (dois dias), sendo
no primeiro dia anotada a profundidade da lâmina d’água, e em seguida o poço era
esgotado, com o auxílio de um bailer de aproximadamente 1 metro de comprimento.
No dia seguinte a amostra era coletada com um bailer menor (aproximadamente 50
cm), tendo-se o cuidado do mesmo ser lavado com água deionizada entre as coletas
para evitar possíveis contaminações. Uma alíquota de 280 ml era armazenada em
frasco de polietileno e conduzida ao laboratório conservada em gelo para análise.
2.4.3. Procedimento de coleta e análises de amostras de solos
Os solos das áreas sob vegetação nativa preservada (matas dos córregos
Pitoco e Taquara da Reserva Ecológica do IBGE) e rurais (matas dos córregos
Estanislau e Barreiro do Mato da zona rural de Planaltina) foram caracterizados
quanto à textura e à química para as profundidades 0-5, 5-10, 10-20, 20-50, 50-100
e 100-200 cm durante o período chuvoso. Foram amostradas duas porções de cada
mata, sendo uma amostra mais próxima ao córrego e outra mais intermediária. As
amostras foram coletadas em triplicata com trado (5 cm de diâmetro e 25 cm de
comprimento) colocadas em sacos plásticos para o acondicionamento e transporte.
No laboratório as amostras permaneceram separadas e foram postas para secar ao
ar, sendo em seguida peneiradas numa malha de 2 mm de diâmetro. Em seguida as
triplicatas foram então misturadas para a extração de uma amostra composta. Os
parâmetros analisados foram: textura, pH, carbono orgânico, nitrogênio total, fósforo
disponível, K
+
, Ca
+2
, Mg
+2
e Fe. O pH foi determinado no Laboratório de Ecologia da
Universidade de Brasília, enquanto as demais análises foram conduzidas no
Laboratório de Solos da Universidade de Viçosa.
O pH das amostras de solo foi determinado em suspensão em água e em
solução de KCl, 1M. Determinou-se o teor de carbono orgânico através da técnica
Walkley-Black. O nitrogênio total foi determinado utilizando-se do método Kjeldahl. A
extração do fósforo, potássio, cálcio, magnésio e ferro foi feita com solução Mehlich
(H
2
SO
4
, 0,025M + HCl, 0,05M). A leitura do fósforo foi feita com espectrofotômetro
de absorção molecular, enquanto que para o K foi o de emissão de chama. Para Ca,
Mg e Fe foi usada a absorção atômica (Allen, 1989).
74
2.4.4.. Cálculo dos fluxos de nutrientes
O cálculo do fluxo do escoamento superficial foi realizado multiplicando-se o
volume de água recebido pela concentração média ponderada pelo volume para
uma determinada área (Biggs et al. 2006). Os valores de precipitação utilizados para
o cálculo dos fluxos das áreas da RECOR-IBGE foram os da estação meteorológica
desta reserva, enquanto que para as áreas rurais na bacia do Rio Jardim foram
utilizados dos dados da estação meteorológica da EMBRAPA-CPAC.
Onde Fc é o fluxo da componente, V
r
é o volume recebido, C
m
é a concentração
média (ponderada) da componente e A (área).
Para o cálculo dos fluxos de escoamento superficial foi utilizada a fração da
precipitação (3,6%) observada na microbacia do córrego Capetinga no Distrito
Federal por Alencar et al. (2006).
2.4.5. Quantificação da importância relativa das diferentes componentes na
composição da água dos córregos
Utilizou-se análise multivariada de componentes principais, baseada no
modelo End-Member Mixing Analysis (EMMA) para inferir e quantificar as
contribuições relativas das diferentes fontes para a composição da água dos
córregos (Christophersen & Hooper, 1992; Christophersen et al., 1990). Esse
modelo assume que a química da água do córrego é o produto de uma mistura de
diferentes fontes, sendo que neste trabalho foram estudadas as seguintes:
deposição atmosférica, solução de escoamento superficial, solução do solo (50 cm
de profundidade) e solução freática (Figura 43).
O modelo EMMA segue as seguintes premissas:
1 – os traçadores (solutos) não devem participar de reações químicas e,
2 – as concentrações dos traçadores das componentes do fluxo devem ser
diferentes;
F
c
= V
r
x C
m
x A
75
Dentre os traçadores testados, utilizou-se os valores máximos e mínimos dos
íons Ca
+2
e K
+
, em função dessa combinação ter sido a que melhor proveu a
separação nos diagramas bi-dimensionais.
Todas as concentrações de Ca
+2
e K
+
das amostras de água do córrego foram
plotadas num gráfico, enquanto que para as componentes foram plotados apenas os
valores mínimos e máximos. Foram traçados triângulos a partir dos pontos
representando as componentes, para avaliar qual dos mesmos iria abranger a maior
parte dos valores dos córregos.
Para determinar qual era a contribuição relativa de cada componente para a
determinação da composição da água dos córregos foram utilizadas as seguintes
equações:
1 = x + y + z
AG
E1
= xEM
1E1
+ yEM
2E1
+ zEM
3E1
AG
E2
= xEM
1E2
+ yEM
2E2
+ zEM
3E2
AG
E3
= xEM
1E3
+ yEM
2E3
+ zEM
3E3
AG
E4
= xEM
1E4
+ yEM
2E4
+ zEM
3E4
Onde x, y e z são as proporções desconhecidas de cada componente;
AG = Água do córrego
E = Espaço (triângulo formado pelas componentes)
AG
E1
, AG
E2
, AG
E3
e AG
E4
são os coeficientes nas coordenadas no espaço E; E1, E2,
E3 e E4 são as observações para a água do córrego.
Figura 43. Componentes do fluxo.
76
2.4.6. Procedimentos de análise das amostras
2.4.6.1. Determinação de H
+
e condutividade elétrica
Ainda em campo foram realizadas determinações de H
+
e condutividade
elétrica diretamente na água do córrego, enquanto que a determinação das demais
amostras foi feita em laboratório.
Os valores de H
+
e condutividade elétrica foram obtidos com o eletrodo
combinado OAKTON 10 series, enquanto o oxigênio dissolvido foi determinado com
o medidor AP 64 (Fisher Scientific).
2.4.6.2. Determinação da alcalinidade total e turbidez
As amostras foram tituladas com uma solução de ácido sulfúrico 0,002 N no
mesmo dia da coleta. Determinou-se também a turbidez das amostras em estado
bruto com o auxílio de um turbidímetro (HACH 2001 NA) e expressa em UNT
(unidade nefelométrica de turbidez).
2.5. Análises elementares
Entre setembro de 2004 a abril de 2005 as amostras foram filtradas em
membrana de nitrato de celulose (porosidade de 0,45µm) e acidificadas com uma
solução de ácido sulfúrico 4 M. A partir desse período o procedimento foi alterado,
sendo uma alíquota de 60 ml filtrada e outra preservada com uma solução de ácido
sulfúrico 4 M. Quando necessário, algumas amostras de água freática foram
centrifugadas para facilitar o processo de filtração. Ambas as alíquotas foram
congeladas, para posterior determinação de nitrogênio total dissolvido (NTD),
carbono orgânico dissolvido (COD), cátions (sódio, cálcio, magnésio, potássio e
amônio) e ânions (cloreto, sulfato, fosfato, nitrito e nitrato). As análises de NTD e
COD foram realizadas apenas nas amostras de precipitação.
Para as amostras filtradas foi utilizada a cromatografia líquida com supressão
de íons, com o equipamento Dionex-500, enquanto que para as amostras
acidificadas foram utilizadas as técnicas colorimétricas em um sistema de injeção de
fluxo com o espectrofotômetro (FIA-STAR, Foss Tecator – 5000 A) para nitrito,
nitrato, amônio e cloreto, e de um ICP de plasma acoplado para o potássio, cálcio,
magnésio e sódio. As análises de nitrogênio total dissolvido foram feitas através de
77
digestão com persulfato (Koroleff, 1983) e o carbono orgânico dissolvido (COD) com
o analisador de carbono (Shimadzu TOC 5000, Columbia, MD).
Segundo Mosello et al. (2005) a maior parte do cloreto tem como origem o
spray marinho, e a contribuição de íons marinhos na deposição atmosférica está na
mesma proporção que na água do mar, sendo que esses pressupostos são
utilizados para eliminar as fontes de variabilidade. A proporção Na/Cl na água do
mar é 0,86, e ainda segundo esses autores, se forem levados em conta outras
fontes possíveis, a aceitação da variação dessa proporção deve ser de 0,5 a 1,5
para que as medidas sejam consideradas confiáveis. A partir dessa premissa, as
amostras que possuíam proporções Na/Cl fora desse intervalo foram eliminadas.
78
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO
3.1. Caracterização das amostras de solo
As concentrações de N total nos solos das áreas naturais variaram de 0,2
(100 a 200 cm) a 3,1g/dm
3
(0 a 5 cm), enquanto que nas áreas rurais a variação foi
de 0,2 (100 a 200 cm) a 4,0 g/dm
3
(0 a 5 cm) (Figura 44). Nas áreas naturais as
concentrações decresceram com o aumento da profundidade, sendo que até 50 cm
os valores eram próximos, e a partir daí os solos dos locais distantes do córrego
apresentaram menores valores (entre duas e quatro vezes).
A concentração de C orgânico nas áreas naturais teve menor valor (5,3
g/dm
3
) na área distante do córrego Taquara, entre 100 e 200 cm, enquanto que o
maior valor (164,5 g/dm
3
) também foi encontrado na mata do córrego Taquara
(próximo ao córrego) entre 100 e 200 cm, cujo horizonte era hístico. As áreas rurais
apresentaram menor valor (6 g/dm
3
) entre 100 e 200 cm na área do córrego
Estanislau (distante do córrego), assim como o maior valor (158,9 g/dm
3
) próximo ao
mesmo córrego entre 0 e 5 cm de profundidade (Figura 44). De forma geral os
teores de C orgânico apresentaram redução com a profundidade, e a partir de 50 cm
nas áreas naturais os locais próximos ao córrego exibiram maiores teores devido ao
motivo destes locais estarem sob Gleissolos.
A proporção C/N nos solos das áreas naturais exibiu menor valor (27) entre
100 e 200 cm na mata do córrego Taquara (distante do córrego), enquanto que o
maior valor (82) também foi encontrado na mata do Taquara (próximo ao córrego),
entre 100 e 200 cm (Figura 45). Nas áreas rurais o menor valor da razão C/N (7) foi
encontrado entre 100 e 200 cm de profundidade na área da fazenda Dimas, distante
do córrego, enquanto que o maior valor (51) foi encontrado na Chácara, próximo ao
córrego, entre 100 e 200 cm. No uso natural, os locais próximos ao córrego exibiram
um aumento dessa relação com o aumento da profundidade, devido aos maiores
teores de matéria orgânica nessas profundidades característico dos Gleisssolos.
Para o Pitoco a camada entre 0 e 50 cm apresentou redução seguido de aumento
dos valores.
79
Figura 44 – Variação das concentrações de N e C
org
, com a profundidade, em matas
de galeria de áreas naturais e rurais, coletadas próximas e afastadas do córrego.
A menor concentração de P disponível dos solos das áreas naturais (0,30
mg/dm
3
) foi encontrada nas maiores profundidades (100-200 cm), enquanto que o
maior valor (6,60 mg/dm
3
) estava na camada superficial (0-5 cm) (Figura 45). Nas
áreas rurais, a menor concentração (0,40 mg/dm
3
) também foi encontrada nas
maiores profundidade (100-200 cm), ao passo que o valor máximo estava na
camada superficial do solo (5-10 cm). P disponível também apresentou redução dos
seus valores no uso natural e rural, sendo que a partir de 50 cm nas áreas naturais
os locais próximos ao córrego tenderam a apresentar maiores concentrações em
relação aos distantes.
80
Figura 45 – Variação das proporções C/N e das concentrações de P disponível, com
a profundidade, em matas de galeria de áreas naturais e rurais, coletadas próximas
e afastadas do córrego.
As áreas naturais apresentaram valor máximo de concentração de Ca
disponível (3,20 cmol/dm
3
) e mínimo (0,09 cmol/dm
3
) nas maiores profundidades
(100-200 cm), enquanto que nas áreas rurais o menor valor foi encontrado na
camada de 30 a 50 cm, e maior valor na camada superficial (0-5 cm) (Figura 46). De
uma forma geral, as áreas apresentaram uma redução com o aumento da
profundidade, exceto para os locais próximos ao córrego Taquara. Nas áreas sob
uso rural, os locais distantes ao córrego na fazenda Dimas apresentaram-se
marcadamente distintos em relação aos demais locais.
81
Figura 46 – Variação das concentrações de Ca e Mg, com a profundidade, em matas
de galeria de áreas naturais e rurais, coletadas próximas e afastadas do córrego.
A camada mais profunda das áreas naturais (100-200 cm) exibiu a menor
concentração de Mg disponível (0,02 cmol/dm
3
) assim como o maior valor (0,42
cmol/dm
3
) (Figura 46). Nas áreas rurais a menor concentração (0,02 cmol/dm
3
) foi
encontrada na camada mais profunda, enquanto que o maior valor (3,03 cmol/dm
3
)
estava na camada superficial (0-5 cm). Nas áreas naturais, até a profundidade de 50
cm, todos os locais exibiram uma redução no perfil, sendo que a partir de 100 cm os
solos próximos ao córrego tiveram aumentados os seus valores. No uso rural houve
uma diferença marcante entre as áreas (Chácara x Fazenda) e entre os locais
(próximo x distante), sendo que os maiores valores foram encontrados tanto na
Fazenda quanto na Chácara nos locais distantes do córrego (exceto nas
profundidades entre 0 e 30 cm da Chácara) podendo ser resultado das adubações
realizadas nessas propriedades.
82
A concentração de K disponível nas áreas naturais seguiu o mesmo padrão
da concentração de P disponível com menor concentração (4 mg/dm
3
) nas maiores
profundidades (100-200 cm), enquanto que o maior valor (73 mg/cm
3
) foi encontrado
na camada de 0 a 5 cm (Figura 47). As áreas rurais exibiram valor mínimo (11
mg/cm
3
) na camada mais profunda (100-200 cm), ao passo que o valor máximo (916
mg/cm
3
) estava numa camada entre 30 e 50 cm. No uso rural houve uma diferença
marcante entre as áreas, sendo que na fazenda Dimas foram encontrados os
maiores valores. Neste local as amostras coletadas afastadas do córrego exibiram
maiores concentrações.
Figura 47 – Variação das concentrações de K, com a profundidade, em matas de
galeria de áreas naturais e rurais, coletadas próximas e afastadas do córrego.
As concentrações de Fe das áreas naturais exibiram maior valor (79 mg/cm
3
)
na camada superficial (0-5 cm), enquanto que os menores valores (3,40 mg/cm
3
)
foram encontrados na camada mais profunda (100-200 cm) (Figura 48). Nas áreas
rurais as concentrações variaram de 2,50 mg/cm
3
(100-200) a 210 mg/cm
3
(50-100
cm). Os locais próximos ao córrego da Fazenda apresentaram os maiores valores de
Fe.
O pH das áreas naturais apresentou menor valor (3,49) entre as
profundidades 30 e 50 cm, enquanto que o maior valor (5,01) foi encontrado na
83
camada de 100 a 200 cm (Figura 48). O menor valor encontrado nas áreas rurais
estava na camada de 10 a 30 cm, ao passo que o maior pH (5,18) foi exibido na
camada de 5 a 10 cm. Nos locais próximos ao córrego da Fazenda foram
encontrados os maiores valores de pH.
Figura 48 – Variação dos valores de pH e concentrações de Fe, com a profundidade,
em matas de galeria de áreas naturais e rurais, coletadas próximas e afastadas do
córrego.
A partir da classificação granulométrica dos solos das matas de galeria dos
córregos Pitoco e Taquara (áreas naturais), das áreas ripárias do córrego Estanislau
assim como da mata de galeria do córrego Barreiro do Mato foi possível determinar
a textura dos mesmos como muito argilosos (Figuras 49 e 50).
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
10-30 30-50 100-
200
5-10 10-30 30-50 50-100 100-
200
10-30 30-50 50-100 100-
200
Próximo ao córrego Distante do córrego Distante do córrego
Pitoco Taquara
Profundidade (cm)
Argila Silte Areia Fina Areia Grossa
Figura 49 – Composição granulométrica dos solos das matas de galeria dos
córregos Pitoco e Taquara (áreas naturais).
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
30-
50
50-
100
100-
200
30-
50
100-
200
0-5 5-10 10-
30
30-
50
50-
100
100-
200
0-5 5-10 10-
30
30-
50
50-
100
100-
200
Próximo ao
córrego
Distante do
córrego
Próximo ao córrego Distante do córrego
Chácara 117 Fazenda Dimas
Profundidade (cm)
Argila Silte Areia Fina Areia Grossa
Figura 50 – Composição granulométrica dos solos da zona ripária do córrego
Estanislau e da mata de galeria do córrego Barreiro da Mata (áreas rurais).
87
3.2. Componentes do fluxo
3.2.1. Parâmetros químicos (H
+
, alcalinidade e condutividade elétrica)
Os valores medianos de H
+
, alcalinidade e condutividade elétrica dos
diferentes componentes do fluxo (deposição atmosférica, solução de escoamento
superficial, solução do solo a 50 cm de profundidade e solução freática), assim como
dos córregos sob cobertura natural e rural são apresentados nas figuras 51, 52 e 53.
Na figura 51 é possível constatar que as áreas rurais apresentaram menores valores
de H
+
na deposição atmosférica e escoamento superficial, ao contrário da solução
freática onde foram encontrados maiores valores em relação às áreas naturais. Nas
figuras 52 e 53 percebe-se que as áreas rurais exibiram menores valores de
alcalinidade na solução freática, assim como valores inferiores de condutividade
elétrica na solução de escoamento superficial.
Figura 51 - Valores medianos de H
+
dos componentes de fluxo e de córregos em
áreas sob cobertura/uso natural e rural (setembro de 2004 a dezembro de 2006)
(Letras diferentes indicam diferenças entre as áreas α = 0,05).
88
É possível constatar ainda que a solução de escoamento superficial
apresentou o maior valor mediano de condutividade elétrica dentre os componentes
analisados (Figura 53), e esses maiores valores podem ser devido à lavagem da
camada de serapilheira, assim como da camada superficial do solo que é a que
possui as maiores concentrações de nutrientes, como observado nos resultados de
solo.
Em função da água dos córregos das áreas rurais terem apresentado
menores concentrações de H
+
e maiores valores de alcalinidade e condutividade
elétrica em relação às áreas naturais, era de se esperar que os componentes do
fluxo das áreas com cobertura rural também exibissem o mesmo padrão, sendo que
foi observado o contrário para H
+
e alcalinidade da solução freática, assim como
para condutividade elétrica da solução de escoamento superficial. Os menores
valores de H
+
encontrados nos córregos das áreas rurais podem estar sendo
influenciados pela deposição atmosférica e pela solução de escoamento superficial,
ao contrário dos maiores valores de alcalinidade e condutividade elétrica, que
podem estar sendo gerados por algum componente do fluxo não coletado nesse
estudo, possivelmente na porção entre os coletores de solução do solo (50 cm) e os
de solução freática. Pode ser também que a vegetação das áreas naturais esteja
sendo mais eficiente na retenção de solutos que compõem esses parâmetros
químicos, evitando que uma parte dos mesmos alcance o canal do córrego.
89
Figura 52 - Valores medianos de alcalinidade dos componentes de fluxo e de
córregos em áreas sob cobertura/uso natural e rural (setembro de 2004 a dezembro
de 2006) (Letras diferentes indicam diferenças entre as áreas α = 0,05).
90
Figura 53 - Valores medianos de condutividade elétrica dos componentes de fluxo e
de córregos em áreas sob cobertura/uso natural e rural (setembro de 2004 a
dezembro de 2006) (Letras diferentes indicam diferenças entre as áreas α = 0,05).
3.2.1.1. Comparações quanto à sazonalidade e ao posicionamento dos
coletores
Deposição atmosférica
Os valores de H
+
e condutividade elétrica apresentaram diferenças nas
comparações entre as estações de seca e chuva para deposição atmosférica tanto
nas áreas naturais quanto nas rurais, ao passo que alcalinidade diferiu somente nas
áreas naturais (Figura 54). Os maiores valores de alcalinidade e condutividade
elétrica foram encontrados durante o período seco, enquanto que os de H
+
no
chuvoso.
91
Figura 54. Variação temporal dos valores de H
+
, alcalinidade e condutividade elétrica
da deposição atmosférica em áreas naturais e rurais (janeiro de 2006 a janeiro de
2007). Área natural (○ – Pitoco e
-
Taquara) e Área rural (○ – Fazenda Dimas e
-
Chácara 117).
Os menores valores de H
+
e maiores valores de condutividade elétrica e
alcalinidade encontrados nas áreas naturais durante a estação seca podem ser
resultado das primeiras chuvas que carreiam da atmosfera o material particulado
acumulado durante a época de seca, em especial as partículas de cinza geradas por
incêndios, que são freqüentes no Cerrado durante o período de seca (Pivello &
Coutinho 1992, Kauffman et al. 1994). Forti & Neal (1992) encontraram valores
similares ao do presente trabalho, estudando a bacia amazônica, e atribuíram os
menores valores de pH ao equilíbrio com o CO
2
atmosférico, além de outros ácidos
orgânicos.
92
Grande parte dos estudos de deposição atmosférica tem sido realizada em
áreas densamente povoadas (Parker 1983), focando especialmente sobre os efeitos
negativos nos ecossistemas florestais. Por outro lado, poucos estudos são
conduzidos em áreas remotas onde a deposição atmosfera menos poluída teria um
papel importante na nutrição florestal. Isto é particularmente importante em sistemas
como o Cerrado, onde os solos são deficientes em nutrientes (Nardoto 2005).
Segundo Markewitz et al. (2006) a entrada de nutrientes através da precipitação em
áreas de Cerrado compreende uma larga porção do estoque de nutrientes
disponíveis nesse ecossistema, em função da natureza extremamente pobre de
seus solos, em especial os Latossolos.
Solução de escoamento superficial
Nas comparações sazonais as áreas naturais apresentaram menores
concentrações de H
+
, e maiores valores de condutividade elétrica e alcalinidade
durante a transição seca-chuva, enquanto que nas rurais apenas a condutividade se
mostrou diferente entre os períodos estudados, com maiores valores também na
transição (Figuras 55 e 56). Certamente o efeito concentrador da estação seca
juntamente com as primeiras chuvas durante o período transicional provocaram o
aumento dos valores desses parâmetros devido aos processos de entrada de
nutrientes via deposição atmosférica, além do arraste de solutos a partir da
passagem da precipitação pela mata (throughfall e stemflow), assim como pela
serapilheira.
Nas comparações feitas quanto ao posicionamento dos coletores (próximos
ao córrego x distantes do córrego) foram observadas diferenças apenas na fazenda
Dimas (área rural), para alcalinidade e condutividade elétrica, com maiores valores
observados nas amostras coletadas nos equipamentos localizados próximos ao
córrego (Figuras 55 e 56). Esse resultado pode ter sido causado devido ao fato dos
coletores de escoamento superficial instalados distantes do córrego estarem fora da
mata, e dentro de áreas cultivadas, onde durante o período seco não foram
coletadas amostras, ao contrário dos equipamentos dentro da mata, além de ser no
período seco onde eram encontrados os maiores valores.
93
Figura 55. Variação temporal dos valores de H
+
e alcalinidade da solução de
escoamento superficial em áreas naturais e rurais (setembro de 2004 a janeiro de
2007). Coletores próximos ao córrego (símbolos vazios), e coletores distantes do
córrego (símbolos cheios).
94
Figura 56. Variação temporal dos valores de condutividade elétrica da solução de
escoamento superficial em áreas naturais e rurais (setembro de 2004 a janeiro de
2007). Coletores próximos ao córrego (símbolos vazios), e coletores distantes do
córrego (símbolos cheios).
Solução do solo (50 cm de profundidade)
Os valores de alcalinidade apresentaram diferenças nas comparações entre
seca e chuva apenas nas áreas naturais, com maiores valores durante a estação
chuvosa (Figura 57). Nas comparações entre os períodos chuvoso, seco e transição
seca-chuva as áreas rurais exibiram diferenças para H
+
, condutividade elétrica e
alcalinidade, com maiores valores na estação chuvosa (Figuras 57 e 58). Esses
maiores valores observados durante o período chuvoso ocorre possivelmente em
função do carreamento de solutos tanto da serapilheira quanto da camada
superficial dos solos.
95
Figura 57. Variação temporal dos valores de H
+
e alcalinidade da solução do solo a
50 cm de profundidade em áreas naturais e rurais (novembro de 2004 a dezembro
de 2006). Coletores próximos ao córrego (símbolos vazios), e coletores distantes do
córrego (símbolos cheios).
96
Figura 58. Variação temporal dos valores de condutividade elétrica da solução do
solo a 50 cm de profundidade em áreas naturais e rurais (novembro de 2004 a
dezembro de 2006). Coletores próximos ao córrego (símbolos vazios), e coletores
distantes do córrego (símbolos cheios).
Solução freática
Dentre os parâmetros químicos analisados na solução freática foi observado
que H
+
e alcalinidade diferiram entre os períodos de seca e chuva, com maiores
valores observados na estação seca (Figura 59). Por outro lado a alcalinidade
apresentou diferença quanto à sazonalidade apenas nas áreas rurais, com maiores
valores durante a estação chuvosa.
A solução freática da mata do córrego Taquara (área natural), coletada nos
poços instalados próximos ao córrego, apresentou maiores valores de alcalinidade e
condutividade elétrica em relação às amostras coletadas nos poços distantes do
córrego (Figuras 59 e 60), padrão esse divergente do observado na mata do córrego
Barreiro do Mato (área rural), uma vez que os maiores valores foram encontrados no
poço instalado próximo à borda da mata, talvez nesse caso podendo ser um reflexo
97
das práticas de calagem realizadas nos freqüentes plantios feitos nessa
propriedade.
Figura 59. Variação temporal dos valores de H
+
e alcalinidade da solução freática em
áreas naturais e rurais (agosto de 2004 a janeiro de 2007). Coletores próximos ao
córrego (símbolos vazios), e coletores distantes do córrego (símbolos cheios).
98
Figura 60. Variação temporal dos valores de condutividade elétrica da solução
freática em áreas naturais e rurais (agosto de 2004 a janeiro de 2007). Coletores
próximos ao córrego (símbolos vazios), e coletores distantes do córrego (símbolos
cheios).
3.2.2. Carbono orgânico dissolvido
Dentre as componentes estudas apenas a deposição atmosférica teve as
concentrações de carbono orgânico dissolvido analisadas, não apresentando
diferenças entre as áreas naturais e rurais, com valores medianos similares aos
observados para as amostras de água dos córregos (Figura 61).
Quanto à sazonalidade observou-se variação apenas nas áreas com
cobertura natural, que repetiram o padrão observado para alcalinidade e
condutividade elétrica, com maiores concentrações durante o período de seca
(Figura 62), e como naqueles casos podendo ser resultado das primeiras chuvas
que carreiam as partículas que são acumuladas na atmosfera durante a estação
seca.
99
Figura 61 - Valores medianos de carbono orgânico dissolvido da deposição
atmosférica e córregos em áreas sob cobertura/uso natural e rural (setembro de
2004 a dezembro de 2006) (Letras diferentes indicam diferenças entre as áreas α =
0,05).
Figura 62. Variação temporal dos valores de carbono orgânico dissolvido da
deposição atmosférica em áreas naturais e rurais (janeiro de 2006 a janeiro de
2007). Área natural (○ – Pitoco e
-
Taquara) e Área rural (○ – Fazenda Dimas e
-
Chácara 117).
3.2.3. Nitrogênio total dissolvido, NH
4
+
, NO
2
-
e NO
3
-
As concentrações de nitrogênio total dissolvido das amostras de deposição
atmosférica e dos córregos seguiram padrão similar ao observado para C orgânico
dissolvido, uma vez que não houve diferenças entre as áreas estudadas (área com
cobertura natural x área com cobertura rural) figura 63. Os menores valores
100
medianos observados nos córregos em relação à deposição atmosférica podem ser
devido à retenção desse soluto pela mata.
As figuras 64 a 66 mostram as concentrações medianas das formas
nitrogenadas inorgânicas NH
4
+
, NO
2
-
e NO
3
-
nas componentes do fluxo assim como
nos córregos das áreas naturais e rurais. É possível constatar que as áreas naturais
exibiram maiores concentrações de NH
4
+
na deposição atmosférica e solução de
escoamento superficial, enquanto que a solução freática foi a única componente a
apresentar padrão similar ao córrego, com maiores concentrações nas áreas rurais
(Figura 64). Pode-se perceber também que a solução de escoamento superficial foi
a componente do fluxo que apresentou as maiores concentrações medianas de
NH
4
+
, sendo que os demais componentes exibiram valores medianos com mesma
ordem de grandeza que os observados nos córregos.
Figura 63 - Valores medianos de nitrogênio total dissolvido da deposição atmosférica
e córregos em áreas sob cobertura/uso natural e rural (setembro de 2004 a
dezembro de 2006) (Letras diferentes indicam diferenças entre as áreas α = 0,05).
101
Figura 64 - Valores medianos de NH
4
+
dos componentes de fluxo e de córregos em
áreas sob cobertura/uso natural e rural (setembro de 2004 a dezembro de 2006)
(Letras diferentes indicam diferenças entre as áreas α = 0,05).
Os resultados das concentrações medianas de NO
2
-
das componentes do
fluxo e córregos (Figura 65), mostram que apenas a solução de escoamento
superficial apresentou padrão semelhante aos córregos, com maiores concentrações
nas áreas com cobertura rural. Essas maiores concentrações observadas na solução
de escoamento superficial das áreas rurais podem ser reflexo da adubação realizada
nestas propriedades, o que pode ser observado nos resultados de solos, que
exibiram maiores concentrações de N total nas áreas rurais (camada superficial – 0
a 30 cm), e que podem estar refletindo também na água dos córregos.
102
Figura 65 - Valores medianos de NO
2
-
dos componentes de fluxo e de córregos em
áreas sob cobertura/uso natural e rural (setembro de 2004 a dezembro de 2006)
(Letras diferentes indicam diferenças entre as áreas α = 0,05).
As componentes do fluxo solução do solo (50 cm de profundidade) e solução
freática foram as únicas a exibiram o mesmo padrão observado para os córregos
quanto às concentrações de NO
3
-
, uma vez que as das áreas com cobertura rural
apresentaram maiores valores em relação às com cobertura natural (Figura 66). É
possível perceber também que essas concentrações seguiram um padrão similar ao
apresentado por NH
4
+
, uma vez que os maiores valores medianos foram
encontrados na solução de escoamento superficial, ao passo que as demais
componentes mantiveram as suas concentrações na mesma ordem de grandeza da
água dos córregos (Figura 66). A partir de tais observações pode-se observar o
como o uso rural vem alterando as concentrações desse composto na água dos
córregos, principalmente por influência das soluções do solo (50 cm de
profundidade) e freática.
103
Figura 66 - Valores medianos de NO
3
-
dos componentes de fluxo e de córregos em
áreas sob cobertura/uso natural e rural (setembro de 2004 a dezembro de 2006)
(Letras diferentes indicam diferenças entre as áreas α = 0,05).
As menores concentrações de NH
4
+
e NO
3
-
encontradas na solução freática
das áreas naturais podem ser um indicativo de que a vegetação preservada dessa
bacia pode estar retendo esses compostos, ao contrário das áreas rurais que não
possuem a mesma eficiência devido à ausência da maior parte da vegetação
natural, bem como a um maior aporte de nutrientes oriundo das práticas de
fertilização pertinentes aos cultivos agrícolas.
Foi observado que tanto nas áreas naturais quanto nas rurais o N-NH
4
+
predominou dentre os demais compostos (> 70%) na maioria das componentes
estudadas, exceto na deposição atmosférica coletada nas áreas rurais onde o N-
NO
2
-
dominou a fração inorgânica do nitrogênio (Figuras 67 e 68).
104
Figura 67 – Porcentagem mediana das frações inorgânicas nitrogenadas na
deposição atmosférica e solução de escoamento superficial de áreas com cobertura
natural e rural.
Escoamento superficial
Área natural
N-NH
4
+
76%
N-NO
2
-
5%
N-NO
3
-
19%
Área rural
N-NH
4
+
81%
N-NO
2
-
9%
N-NO
3
-
10%
Deposição atmosférica
Área natural
N-NO
3
-
6%
N-NO
2
-
23%
N-NH
4
+
71%
Área rural
N-NH
4
+
29%
N-NO
2
-
58%
N-NO
3
-
13%
105
Figura 68 – Porcentagem mediana das frações inorgânicas nitrogenadas na solução
do solo (50 cm de profundidade) e solução freática de áreas com cobertura natural e
rural.
Solução freática
Área natural
N-NH
4
+
80%
N-NO
2
-
13%
N-NO
3
-
7%
Área rural
N-NH
4
+
74%
N-NO
2
-
15%
N-NO
3
-
11%
Solução do solo (50 cm prof.)
Área rural
N-NH
4
+
80%
N-NO
2
-
11%
N-NO
3
-
9%
Área natural
N-NH
4
+
80%
N-NO
2
-
13%
N-NO
3
-
7%
106
Essas maiores proporções podem ser devido aos processos de denitrificação,
ou mesmo às remoções de nitrato pela mata. Neto (2006) encontrou maiores
proporções de nitrato (60-70%) na camada superficial (0-10 cm) em solos tanto de
áreas cultivadas quanto naturais no bioma Cerrado, indicando com isso uma maior
atividade nitrificante. Fernandes (2008) por outro lado encontrou maiores proporções
de NH
4
+
ao estudar solos cultivados com milho em áreas de Cerrado. Lehmann et al.
(2004), estudando a dinâmica do nitrogênio em áreas agrícolas no bioma Cerrado,
encontraram maiores concentrações de nitrato adsorvido em profundidade
superiores a 1,2 m. Wilcke & Lilienfein (2005) encontraram maiores valores de fluxo
descendente de NO
3
-
nas camadas mais profundas (0,8 e 2 m de profundidade) sob
solo de cerrado, enquanto que Oliveira et al. (2000), estudando em áreas de cerrado
no Distrito Federal, encontraram maiores concentrações de nitrato nas camadas
mais profundas devido à baixa adsorção desse íon à matéria orgânica, que está em
maiores concentrações nas camadas superficiais do solo.
Resende (2001), ao realizar estudos sobre ciclagem de nutrientes em áreas
de cerrado na RECOR-IBGE (Distrito Federal), encontrou valores médios similares
ao deste trabalho para NH
4
+
e NO
3
-
da deposição atmosférica, enquanto que Parron
(2004), trabalhando na mata de galeria do córrego do Pitoco na RECOR-IBGE,
encontrou maiores concentrações de NH
4
+
.
Sardinha (2006), ao estudar a química da solução de escoamento superficial
sob áreas de mata ciliar e de pastagem na amazônia observou que as
concentrações de NO
3
-
e NH
4
+
foram superiores nas áreas florestadas em relação
aos locais com pastagem. Trabalhos conduzidos por Bonilla (2005), comparando
áreas florestadas e de pastagem no estado de Rondônia, encontraram maiores
valores de NO
3
-
em solução de escoamento superfical nas áreas com floresta. Esses
maiores valores encontrados nas áreas de floresta podem ser devido à maior
quantidade de nutrientes na Amazônia (Rugani, 1997) que faz com que a ciclagem
de nutrientes nesse bioma seja menos conservativa quando comparada com a do
cerrado (Bustamante et al. 2004) que é um ambiente limitado por nutrientes.
Os valores médios de NH
4
+
e NO
3
-
na solução do solo da mata do Pitoco,
encontrados por Parron (2004), foram inferiores ao do presente trabalho, sendo que
a diferença encontrada entre os respectivos estudos, que tiveram áreas comuns,
pode ser devido às entradas anuais de nutrientes, causadas pela deposição
107
atmosférica, bem como por queimadas ocorridas na área dessa reserva, inclusive
nessa mata em setembro de 2005.
Ao comparar a química da solução freática de pastagens e florestas, Sardinha
(2006) observou um padrão semelhante ao do presente estudo, ao encontrar
maiores concentrações de NO
3
-
e NH
4
+
nas áreas alteradas, o que segundo a autora
se deve às aplicações de fertilizantes, que provavelmente deve estar ocorrendo
neste trabalho.
3.2.3.1. Comparações quanto à sazonalidade e ao posicionamento dos
coletores
As concentrações de nitrogênio total dissolvido apresentaram diferenças
apenas nas áreas naturais, com maiores valores durante a estação seca. Nas áreas
rurais não foi possível comparar as concentrações entre as estações seca e
chuvosa, devido à insuficiência de amostras da estação seca, já que houve descarte
de algumas amostras que apresentaram razão Na/Cl fora da faixa aceitável. NH
4
+
ao contrário se mostrou diferente apenas nas áreas rurais (Figura 69), ao passo que
as concentrações de NO
3
-
exibiram diferenças sazonais tanto nas áreas naturais e
rurais (Figura 69).
108
Figura 69. Variação temporal das concentrações de nitrogênio total dissolvido, NH
4
+
,
NO
2
-
e NO
3
-
da deposição atmosférica em áreas naturais e rurais (janeiro de 2006 a
janeiro de 2007). Área natural (○ – Pitoco e
-
Taquara) e Área rural (○ – Fazenda
Dimas e
- Chácara 117).
109
Solução de escoamento superficial
Quanto aos padrões sazonais foi observado que o único composto
nitrogenado a exibir diferenças entre seca e chuva foi NO
3
-
, e somente nas áreas
naturais, com maiores valores durante a seca (Figura 70).
Figura 70. Variação temporal das concentrações de NH
4
+
e NO
2
-
da solução de
escoamento superficial em áreas naturais e rurais (setembro de 2004 a janeiro de
2007). Coletores próximos ao córrego (símbolos vazios), e coletores distantes do
córrego (símbolos cheios).
110
Figura 71. Variação temporal das concentrações de NO
3
-
da solução de escoamento
superficial em áreas naturais e rurais (janeiro de 2006 a janeiro de 2007). Coletores
próximos ao córrego (símbolos vazios), e coletores distantes do córrego (símbolos
cheios).
Solução do solo a 50 cm de profundidade
As comparações entre os períodos de seca, chuva e transição seca-chuva
mostraram que os maiores valores de NO
2
-
foram encontrados durante o período
chuvoso (Figura 72), enquanto que NO
3
-
exibiu maiores concentrações na estação
seca (Figura 73). Os maiores valores encontrados durante a época chuvosa pode
ser em razão do arraste de íons do horizonte superficial do solo pela chuva, bem
como da lixiviação a partir da camada de serapilheira.
111
Figura 72. Variação temporal das concentrações de NH
4
+
e NO
2
-
da solução do solo
a 50 cm de profundidade em áreas naturais e rurais (dezembro de 2004 a janeiro de
2007). Coletores próximos ao córrego (símbolos vazios), e coletores distantes do
córrego (símbolos cheios).
112
Figura 73. Variação temporal das concentrações de NO
3
-
da solução do solo a 50 cm
de profundidade em áreas naturais e rurais (janeiro de 2006 a janeiro de 2007)
Coletores próximos ao córrego (símbolos vazios), e coletores distantes do córrego
(símbolos cheios).
Solução freática
Nas comparações entre poços instalados próximos ao córrego e poços
distantes do córrego foi observado que as maiores concentrações de NH
4
+
, NO
2
-
e
NO
3
-
foram encontradas nas amostras de solução freática dos poços instalados
distantes dos córregos, tanto na mata do córrego Pitoco (área natural) quanto na do
Barreiro do Mato (Figuras 74 e 75). Os menores valores encontrados nos poços
mais próximos aos córregos indicam uma diminuição gradual das concentrações
desses compostos desde a porção mais distal da mata até o córrego, possivelmente
em função da “absorção” desses compostos pela mata antes que os mesmos
cheguem ao canal de drenagem.
113
Figura 74. Variação temporal das concentrações de NH
4
+
e NO
2
-
da solução freática
em áreas naturais e rurais (janeiro de 2006 a janeiro de 2007). Coletores próximos
ao córrego (símbolos vazios), e coletores distantes do córrego (símbolos cheios).
114
Figura 75. Variação temporal das concentrações de NO
3
-
da solução freática em
áreas naturais e rurais (janeiro de 2006 a janeiro de 2007) Coletores próximos ao
córrego (símbolos vazios), e coletores distantes do córrego (símbolos cheios).
3.2.4.. Cátions (Ca
+2
, Mg
+2
, K
+
e Na
+
)
As figuras 76 a 78 mostram as concentrações de Ca
+2
, Mg
+2
,K
+
e Na
+
das
componentes deposição atmosférica, soluções de escoamento superficial, do solo a
50 cm de profundidade e freática, assim como dos córregos em áreas naturais e
rurais. É possível perceber diferenças entre as concentrações de Ca
+2
e Mg
+2
nas
amostras de solução de escoamento superficial, com maiores valores verificados
nas áreas naturais (Figuras 76 e 77), ao contrário do Na
+
que apresentou maiores
valores na solução do solo (50 cm de profundidade) das áreas rurais (Figura 78).
Nas figuras pode-se observar também que a solução de escoamento superficial
apresentou maiores concentrações de Ca
+2
, Mg
+2
e K
+
em relação às demais
componentes, sendo que as mesmas exibiram valores medianos com ordem de
grandeza similar à dos córregos.
Devido ao fato das concentrações medianas observadas nos córregos das
áreas rurais terem sido superiores em relação às das áreas naturais, era esperado
que as componentes também apresentassem o mesmo padrão, o que não foi
observado. Em alguns casos ocorreu o oposto, com maiores valores de Ca
+2
e Mg
+2
115
na solução de escoamento superficial, assim como para o Na
+
que foi maior na
solução do solo (50 cm de profundidade) nas áreas naturais.
Os maiores valores de Ca
+2
, Mg
+2
, K
+
e Na
+
encontrados nos córregos das
áreas rurais podem estar sendo gerados por algum componente do fluxo não
coletado nesse estudo, possivelmente na porção entre os coletores de solução do
solo a 50 cm de profundidade e os de solução freática. Pode ser também que a
vegetação das áreas naturais esteja sendo mais eficiente na retenção desses íons,
evitando que uma parte dos mesmos alcance o canal do córrego.
Figura 76 - Valores medianos de Ca
+2
dos componentes de fluxo e de córregos em
áreas sob cobertura/uso natural e rural (setembro de 2004 a dezembro de 2006)
(Letras diferentes indicam diferenças entre as áreas α = 0,05).
116
Figura 77 - Valores medianos de Mg
+2
e K
+
dos componentes de fluxo e de córregos
em áreas sob cobertura/uso natural e rural (setembro de 2004 a dezembro de 2006)
(Letras diferentes indicam diferenças entre as áreas α = 0,05).
117
Figura 78 - Valores medianos de Na
+
dos componentes de fluxo e de córregos em
áreas sob cobertura/uso natural e rural (setembro de 2004 a dezembro de 2006)
(Letras diferentes indicam diferenças entre as áreas α = 0,05).
Ao estudar a ciclagem biogeoquímica de nutrientes em mata do córrego
Pitoco na RECOR-IBGE, Parron (2004) encontrou menores valores médios de K+ e
Mg
+2
na solução do solo em relação ao deste trabalho, igualmente ao observado
para NH
4
+
e NO
3
-
, sendo que as maiores concentrações observadas no presente
trabalho podem também ser devido às entradas de nutrientes como as observadas
para essas formas nitrogenadas.
Neu (2005), ao comparar o balanço de nitrogênio entre duas microbacias
pareadas submetidas a diferentes usos (área com floresta primária, e área
convertida em pastagem desde 1980) em Rondônia, observou que as concentrações
de Ca
+2
, Mg
+2
, e Na
+
eram maiores concentrações nas áreas com floresta em
relação às áreas com pastagem. Essas menores concentrações em áreas
desmatadas e ocupadas com pastagem atualmente podem ser resultado do longo
tempo desde o corte e queima dessa vegetação, o que fez com que os nutrientes
que estavam no solo assim como os que foram liberados pela queima da biomassa
118
fossem perdidos, resultando em solos com menores quantidades de nutrientes em
relação aos da floresta.
3.2.4.1. Comparações quanto à sazonalidade e ao posicionamento dos
coletores
Deposição atmosférica
As áreas naturais apresentaram diferenças entre as estações seca e chuvosa
para Ca
+2
, Mg
+2
e Na
+
, enquanto nas rurais além de Ca
+2
e Mg
+2
o K
+
também diferiu
sazonalmente, com maiores valores ocorrendo na seca (Figura 79). Quando ocorrem
as primeiras chuvas na estação seca, há um arraste das partículas que são
acumuladas durante esse período provavelmente gerando esses maiores valores.
Resende (2001), ao realizar estudos sobre ciclagem de nutrientes em áreas
de cerrado na RECOR-IBGE (Distrito Federal), encontrou concentrações médias
inferiores de K
+
e Mg
+2
. Estudos realizados por Parron (2004), em áreas na mata de
galeria do córrego do Pitoco na RECOR-IBGE, também encontraram menores
concentrações de K
+
.
As comparações entre os trabalhos acima citados, que foram realizados na
mesma área (RECOR-IBGE), e o presente estudo demonstram que nutrientes como
Mg
+2
e principalmente K
+
tiveram aumentadas as suas concentrações,
possivelmente devido aos freqüentes incêndios que ocorrem durante a estação, a
exemplo dos ocorridos no Parque Nacional de Brasília, distante aproximadamente
20 km da RECOR-IBGE, no ano de 2006.
119
Figura 79. Variação temporal das concentrações de Ca
+2
, Mg
+2
, K
+
e Na
+
da
deposição atmosférica em áreas naturais e rurais (janeiro de 2006 a janeiro de
2007). Área natural (○ – Pitoco e
-
Taquara) e Área rural (○ – Fazenda Dimas e
-
Chácara 117).
120
Solução de escoamento superficial
Foram encontradas diferenças sazonais quanto aos valores de Ca
+2
, Mg
+2
, K
+
e Na
+2
nas áreas naturais, com maiores concentrações observadas durante a
transição seca-chuva (Figuras 80 e 81). As áreas com cobertura rural exibiram
diferenças somente para Ca
+2
e K
+
, com maiores valores encontrados também
durante o período de transição.
Quanto ao posicionamento dos coletores de escoamento superficial (próximo
ao córrego x distante do córrego), apenas na mata do córrego Pitoco foram
observadas diferenças, com maiores concentrações de K
+
, Ca
+2
, e Mg
+2
nas
amostras coletadas nos equipamentos instalados distantes da drenagem (Figuras 80
e 81).
121
Figura 80. Variação temporal das concentrações de Ca
+2
e Mg
+2
da solução de
escoamento superficial em áreas naturais e rurais (janeiro de 2006 a janeiro de
2007). Coletores próximos ao córrego (símbolos vazios), e coletores distantes do
córrego (símbolos cheios).
122
Figura 81. Variação temporal das concentrações de K
+
e Na
+
da solução de
escoamento superficial em áreas naturais e rurais (janeiro de 2006 a janeiro de
2007). Coletores próximos ao córrego (símbolos vazios), e coletores distantes do
córrego (símbolos cheios).
123
Solução do solo a 50 cm de profundidade
As comparações sazonais mostraram que apenas as áreas rurais
apresentaram diferenças, com maiores valores de Ca
+2
e Mg
+2
observados durante a
transição seca-chuva (Figuras 82 e 83).
Apenas as amostras dos lisímetros instalados na mata do córrego Taquara
apresentaram diferenças quanto ao posicionamento (próximo ao córrego x distante
do córrego), com maiores concentrações de Mg
+2
no equipamento próximo ao
córrego (Figuras 82 e 83).
Figura 82. Variação temporal das concentrações de Ca
+2
e Mg
+2
da solução do solo
a 50 cm de profundidade em áreas naturais e rurais (janeiro de 2006 a janeiro de
2007). Coletores próximos ao córrego (símbolos vazios), e coletores distantes do
córrego (símbolos cheios).
124
Figura 83. Variação temporal das concentrações de K
+
e Na
+
da solução do solo a
50 cm de profundidade em áreas naturais e rurais (janeiro de 2006 a janeiro de
2007). Coletores próximos ao córrego (símbolos vazios), e coletores distantes do
córrego (símbolos cheios).
125
Solução freática
Apenas as concentrações de Ca
+2
e Na
+2
diferiram nas comparações entre
seca e chuva, com maiores valores ocorrendo na estação seca tanto nas áreas com
cobertura natural quanto nas áreas sob uso agrícola (Figuras 84 e 85).
O poço instalado próximo da borda mata do córrego Barreiro do Mato (área
rural) foi o que apresentou as maiores concentrações de Ca
+2
Mg
+2
e K
+
,
possivelmente em razão de ser o mais próximo das áreas usadas para fins agrícolas
(Figuras 84 e 85).
Figura 84. Variação temporal das concentrações de Ca
+2
e Mg
+2
da solução freática
em áreas naturais e rurais (janeiro de 2006 a janeiro de 2007). Coletores próximos
ao córrego (símbolos vazios), e coletores distantes do córrego (símbolos cheios).
126
Figura 85. Variação temporal das concentrações de K
+
e Na
+
da solução freática em
áreas naturais e rurais (janeiro de 2006 a janeiro de 2007). Coletores próximos ao
córrego (símbolos vazios), e coletores distantes do córrego (símbolos cheios).
127
3.2.5. Ânions (Cl
-
, SO
4
-
e PO
4
-
)
As concentrações de Cl
-
, SO
4
-
e PO
4
-
das componentes analisadas não
apresentaram diferenças, ao serem comparadas áreas naturais e rurais (Figuras 86
e 87), sendo que apenas as concentrações de Cl
-
seguiram o padrão observado
para os demais íons, com maiores valores medianos na solução de escoamento
superficial.
Em função das componentes não terem exibido diferenças nas comparações
entre as áreas (cobertura natural x cobertura rural), os maiores valores de Cl
-
e SO
4
-
observados nos córregos rurais podem ser devido às áreas naturais estarem retendo
de forma mais eficiente esses íons, ou que alguma componente não tenha sido
coletada, sendo essa a responsável pelas maiores concentrações observadas nos
córregos rurais.
Figura 86 - Valores medianos de Cl
-
dos componentes de fluxo e de córregos em
áreas sob cobertura/uso natural e rural (setembro de 2004 a dezembro de 2006)
(Letras diferentes indicam diferenças entre as áreas α = 0,05).
128
Figura 87 - Valores medianos de SO
4
-
e PO
4
-
dos componentes de fluxo e de
córregos em áreas sob cobertura/uso natural e rural (setembro de 2004 a dezembro
de 2006) (Letras diferentes indicam diferenças entre as áreas α = 0,05).
129
3.2.5.1. Comparações quanto à sazonalidade e ao posicionamento dos
coletores
Deposição atmosférica
As concentrações de Cl
-
e SO
4
-
diferiram sazonalmente, apenas nas áreas
naturais, com maiores valores verificados durante o período seco (Figura 88). Como
observado para os demais solutos, esses maiores valores podem ser devido às
primeiras chuvas que arrastam partículas acumuladas na atmosfera durante essa
época seca.
Figura 88. Variação temporal dos valores de Cl
-
e SO
4
-
da deposição atmosférica em
áreas naturais e rurais (janeiro de 2006 a janeiro de 2007). Área natural (○ – Pitoco e
-
Taquara) e Área rural (○ – Fazenda Dimas e
- Chácara 117).
Solução de escoamento superficial
Ao serem comparados os períodos de seca, chuva e transição seca-chuva foi
observado que apenas as áreas naturais exibiram diferenças, com maiores
concentrações de Cl
-
e SO
4
-
no período de transição (Figura 89).
130
Apenas na mata do córrego Pitoco ocorreram diferenças nas concentrações
de Cl
-
, com maiores valores nas amostras dos coletores instalados distantes do
córrego (Figura 89).
Figura 89. Variação temporal dos valores de Cl
-
e SO
4
-
da solução de escoamento
superficial em áreas naturais e rurais (setembro de 2004 a janeiro de 2007).
Coletores próximos ao córrego (símbolos vazios), e coletores distantes do córrego
(símbolos cheios).
131
Solução do solo a 50 cm de profundidade
As amostras de solução do solo não apresentaram variação sazonal para as
concentrações de Cl
-
e SO
4
-
, e quanto ao posicionamento dos coletores, apenas as
amostras dos lisímetros instalados na mata do córrego Taquara exibiram diferenças,
com maiores concentrações de SO
4
-
nas amostras coletadas próximas ao córrego
(Figura 90).
Figura 90. Variação temporal dos valores de Cl
-
e SO
4
-
da solução do solo a 50 cm
de profundidade em áreas naturais e rurais (novembro de 2004 a dezembro de
2006). Coletores próximos ao córrego (símbolos vazios), e coletores distantes do
córrego (símbolos cheios).
132
Solução freática
As amostras de solução freática exibiram diferenças sazonais apenas para as
concentrações de Cl
-
, com maiores valores na estação seca, e somente na Chácara
117 (Figura 91). Quanto ao posicionamento dos poços, os maiores valores de Cl
-
e
SO
4
-
foram encontrados nos equipamentos instalados próximos ao córrego Taquara,
ao contrário da Fazenda Dimas, que exibiu maiores valores no poço próximo à borda
da mata, possivelmente como resultado das adubações realizadas nas adjacências.
Figura 91. Variação temporal dos valores de Cl
-
e SO
4
-
da solução freática em áreas
naturais e rurais (agosto de 2004 a janeiro de 2007). Coletores próximos ao córrego
(símbolos vazios), e coletores distantes do córrego (símbolos cheios).
133
3.3. Balanço iônico
Segundo Schlesinger (1997) a solução do solo normalmente apresenta
nutrientes com predominância de íons de carga negativa. Apenas a deposição
atmosférica e a solução de escoamento superficial coletada próxima ao córrego nas
áreas naturais assim como as soluções de escoamento superficial e do solo a 50 cm
de profundidade das áreas rurais também coletadas próximas ao córrego exibiram
equilíbrio de cargas (Tabelas 6 e 7).
Para as demais componentes houve predominância de desbalanço em favor
das cargas positivas, sendo para as áreas naturais: solução de escoamento
superficial coletada distante do córrego e solução do solo coletada próxima; e áreas
rurais: deposição atmosférica e soluções freáticas coletadas próximas assim como
distantes do córrego (Tabelas 6 e 7). As contribuições do pH, através do íon H
+
, e do
K
+
foram cruciais para esse desequilíbrio positivo, enquanto que para o desbalanço
negativo o íon decisivo foi o HCO
3
-
.
3.4. Fluxo de nutrientes nas diferentes componentes
3.4.1. Deposição atmosférica
A entrada de carbono orgânico dissolvido através da deposição atmosfera nas
áreas naturais e rurais apresentou valores similares (21,7 e 21,3 kg ha
-1
ano
-1
respectivamente), além de ser superior dentre os demais elementos (Figura 92). O
fluxo de N-NH
4
+
no uso natural foi de 3,1 kg ha
-1
ano
-1
, enquanto que os de N-NO
2
-
e
N-NO
3
-
foram respectivamente 1,6 e 0,6 kg ha
-1
ano
-1
, perfazendo um total de 5,3 kg
de N inorgânico (Figura 93). O uso rural por outro lado exibiu valores inferiores (N-
NH
4
+
= 0,4 kg ha
-1
ano
-1
; N-NO
2
-
= 1,1 kg ha
-1
ano
-1
; e N-NO
3
-
= 0,3 kg ha
-1
ano
-1
),
com um total de 1,8 kg de N inorgânico (Tabela 8). A quantidade anual de nitrogênio
total que entra nas áreas naturais (14,3 kg ha
-1
ano
-1
) foi superior em relação às
rurais (13,1 kg ha
-1
ano
-1
), e foram a segunda maior entrada quando comparada com
os demais elementos. Considerando a camada de solo entre 0 e 5 cm na mata do
córrego Pitoco, as entradas de nitrogênio total representam 1,3% do estoque desse
elemento.
Os fluxos de K
+
e Na
+
das áreas naturais (13,8 e 3,0 kg ha
-1
ano
-1
respectivamente) foram aproximadamente duas vezes superiores aos das rurais (7,4
e 1,1 kg ha
-1
ano
-1
, figura 94). Ca
+2
e Mg
+2
, por outro lado, apresentaram entradas
similares quando comparadas áreas naturais e rurais, com 3,0 e 2,8 kg de Ca
+2
ha
-1
ano
-1
e 1,7 e 1,6 kg de Mg
+2
ha
-1
ano
-1
respectivamente (Figura 94). As entradas de
K
+
, Ca
+2
e Mg
+2
equivalem a 58, 8 e 21% respectivamente do estoque disponível
desses elementos no solo entre 0 e 5 cm da mata do córrego Pitoco. Devido aos
baixos estoques de nutrientes observados nos solos do Cerrado, percebe-se o
quanto é representativa a entrada desses elementos via deposição atmosférica.
Os fluxos de Cl
-
e SO
4
-
foram aproximadamente duas vezes maiores nas
áreas naturais (Figura 95), enquanto que a entrada de PO
4
-
foi similar (áreas
naturais: Cl
-
= 3,9 kg ha
-1
ano
-1
; SO
4
-
= 1,9 kg ha
-1
ano
-1
e PO
4
-
= 1,4 kg ha
-1
ano
-1
;
áreas rurais: Cl
-
= 2,1 kg ha
-1
ano
-1
; SO
4
-
= 0,8 kg ha
-1
ano
-1
e PO
4
-
= 1,7 kg ha
-1
ano
-
1
).
20
20,5
21
21,5
22
Área natural Área rural
kg C orgânico dissolvido/ha/ano
Figura 92. Fluxos de carbono orgânico dissolvido na deposição atmosférica em
áreas com cobertura natural (Reserva Ecológica do IBGE) e rural (Rio Jardim).
Janeiro de 2006 a janeiro de 2007.
137
0,1
1
10
100
N total dissolvido N-NH4+ N-NO2- N-NO3-
kg/ha/ano
Área natural
Área rural
Figura 93. Fluxos de N total dissolvido, N-NH
4
+
, N-NO
2
-
, e N-NO
3
-
na deposição
atmosférica em áreas com cobertura natural (Reserva Ecológica do IBGE) e rural
(Rio Jardim). Janeiro de 2006 a janeiro de 2007.
0
2
4
6
8
10
12
14
16
K+ Ca+2 Mg+2 Na+
kg/ha/ano
Área natural
Área rural
Figura 94. Fluxos de nutrientes (K
+
, Ca
+2
, Mg
+2
e Na
+
) na deposição em áreas com
cobertura natural (Reserva Ecológica do IBGE) e rural (Rio Jardim). Janeiro de 2006
a janeiro de 2007.
138
0
0,5
1
1,5
2
2,5
3
3,5
4
4,5
Cl- SO4- PO4-
kg/ha/ano
Área natural
Área rural
Figura 95. Fluxos de nutrientes (Cl
-
, SO
4
-
e PO
4
-
) na: deposição em áreas com
cobertura natural (Reserva Ecológica do IBGE) e rural (Rio Jardim). Janeiro de 2006
a janeiro de 2007.
Tabela 8. Fluxos de nutrientes em amostras de deposição atmosférica em zonas
ripárias de áreas naturais e rurais do Distrito Federal (novembro de 2004 a
dezembro de 2006).
Área natural
Área rural
Soluto
kg ha
-1
ano
-1
C orgânico dissolvido
21,7 21,3
N total dissolvido
14,3 13,1
N inorgânico
4,7 1,0
N orgânico
8,6 6,4
N-NH
4
+
3,1 0,4
N-NO
2
-
1,6 1,1
N-NO
3
-
0,6 0,3
K
+
13,8 7,4
Ca
+2
3,0 2,8
Mg
+2
1,7 1,6
Na
+
3,0 1,1
Cl
-
3,9 2,1
SO
4
-
1,9 0,8
PO
4
-
1,4 1,7
139
3.4.2. Solução de escoamento superficial
Dentre os solutos analisados na solução de escoamento superficial o único a
apresentar diferenças nas comparações entre áreas com cobertura natural e rural foi
N-NO
2
-
, com maiores valores nas áreas rurais (Figura 96).
As áreas naturais apresentaram um fluxo anual de nitrogênio inorgânico de
7,50 kg ha
-1
ano
-1
(Tabela 9), enquanto que para as frações nitrogenadas N-NH
4
+
, N-
NO
2
-
e N-NO
3
-
foram respectivamente 3,6 kg ha
-1
ano
-1
, 0,5 kg ha
-1
ano
-1
e 4,3 kg ha
-
1
ano
-1
(Figura 96). Os fluxos de K
+
, Ca
+2
, Mg
+2
e Na
+
das áreas naturais foram de
37,2 kg ha
-1
ano
-1
, 15,1 kg ha
-1
ano
-1
, 5 kg ha
-1
ano
-1
e 4,1 kg ha
-1
ano
-1
respectivamente (Figura 97). Os ânions Cl
-
, SO
4
-
e PO
4
-
por sua vez exibiram fluxos
de 21,5 kg ha
-1
ano
-1
, 12,9 kg ha
-1
ano
-1
e 0,6 kg ha
-1
ano
-1
nas áreas rurais (Figura
98).
O escoamento superficial exibiu maiores fluxos em relação à deposição
atmosférica para os íons K
+
, Ca
+2
, Mg
+2
, Na
+
, Cl
-
e SO
4
-
, mostrando com isso um
enriquecimento o qual a precipitação sofre ao passar através de componentes da
mata de galeria (mata, serapilheira e camada superficial do solo).
a
a
a
a
b
a
0
1
2
3
4
5
6
7
8
N-NH4+ N-NO2- N-NO3-
kg/ha/ano
Área natural Área rural
Figura 96. Fluxos de N total dissolvido, N-NH
4
+
, N-NO
2
-
, e N-NO
3
-
na deposição
atmosférica em áreas com cobertura natural (Reserva Ecológica do IBGE) e rural
(Rio Jardim). Barras indicam desvio padrão, e letras diferentes indicam diferenças
entre as áreas α = 0,05.
140
a
a
a
a
a
a
a
a
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
Ca+2 Mg+2 K+ Na+
kg/ha/ano
Área natural
Área rural
Figura 97. Fluxos de nutrientes (K
+
, Ca
+2
, Mg
+2
e Na
+
) da deposição atmosférica em
áreas com cobertura natural (Reserva Ecológica do IBGE) e rural (Rio Jardim).
Barras indicam desvio padrão, e letras diferentes indicam diferenças entre as áreas
α = 0,05.
a
a
a
a
a
a
0
10
20
30
40
50
60
Cl- SO4- PO4-
kg/ha/ano
Área natural Área rural
Figura 98. Fluxos de nutrientes (Cl
-
, SO
4
-
e PO
4
-
) na: deposição em áreas com
cobertura natural (Reserva Ecológica do IBGE) e rural (Rio Jardim). Barras indicam
desvio padrão, e letras diferentes indicam diferenças entre as áreas α = 0,05.
141
Tabela 9. Fluxos de nutrientes em amostras de escoamento superficial em zonas
ripárias de áreas naturais e rurais do Distrito Federal (novembro de 2004 a
dezembro de 2006).
Natural
Rural
Soluto
kg ha
-1
ano
-1
N-NH
4
+
3,6
1,3
N-NO
2
-
0,5
1,3
N-NO
3
-
4,3
3,0
N inorgânico
7,5
2,9
K
+
37,2
23,4
Ca
+2
15,1
4,4
Mg
+2
5,0
2,5
Na
+
4,1
5,2
Cl
-
21,5
27,4
SO
4
-
12,9
9,8
PO
4
-
0,6
3,2
3.5. Composição da água dos córregos
Foram utilizadas as soluções de escoamento superficial (coletadas próximas
ao córrego), do solo a 50 cm de profundidade (coletadas próximas ao córrego),
assim como a solução freática (coletadas distantes do córrego) como as
componentes explicativas no EMMA, uma vez que a partir dos diagramas (Figuras
99 a 102) foi observado que estas vias foram as que melhor explicaram a
composição da água dos córregos estudados.
A partir das equações EMMA foi observado que a solução freática apresentou
a maior contribuição relativa dentre as componentes analisadas, sendo que na mata
do córrego Pitoco a mesma era responsável por aproximadamente 96% da
composição da água do córrego, enquanto que a solução de escoamento superficial
contribuía com apenas 4%. Nas zonas ripárias dos córregos Taquara e Barreiro do
Mato observou-se que a solução freática era responsável por 100% da água dos
córregos, enquanto que na Chácara 117 o percentual era de 87%, com o
escoamento superficial contribuindo com 13%.
Estudos conduzidos por Chavez et al. (2007), comparando as componentes
do fluxo de áreas florestadas e pastagens, encontraram que em áreas de pastagem
a principal componente responsável pelo fluxo era o escoamento superficial, sendo
142
que esta via tem o potencial de conduzir soluções com maiores concentrações de
solutos gerada pela erosão ou pela passagem por locais de retenção de solutos.
Nas áreas florestadas por sua vez, a solução freática tinha uma maior contribuição
em relação ao escoamento superficial como observado no presente estudo. Ainda
de acordo com os autores, devido ao fato das fontes de água e estrutura das vias de
fluxo terem uma influencia importante nas transformações biogeoquímicas e material
exportado da bacia, o uso do EMMA é salutar para diferenciar as águas que chegam
aos córregos e como as fontes de água e vias de fluxo estão sendo alteradas pelas
mudanças de cobertura.
Figura 99. As componentes, expressas com valores mínimos (mín) e máximos (máx)
na mata do córrego Pitoco, são solução freática (poço), solução do solo a 50 cm de
profundidade (lisímetro), escoamento superficial e deposição atmosférica. Os valores
1 e 2 referem-se ao posicionamento dos coletores (1 - próximo ao córrego e 2 -
distante do córrego).
143
Figura 100. As componentes, expressas com valores mínimos (mín) e máximos
(máx) na mata do córrego Taquara, são solução freática (poço), solução do solo a 50
cm de profundidade (lisímetro), escoamento superficial e deposição atmosférica. Os
valores 1 e 2 referem-se ao posicionamento dos coletores (1 - próximo ao córrego e
2 - distante do córrego).
Figura 101. As componentes, expressas com valores mínimos (mín) e máximos
(máx) no córrego Barreiro do Mato (fazenda Dimas), são solução freática (poço),
solução do solo a 50 cm de profundidade (lisímetro), escoamento superficial e
deposição atmosférica. Os valores 1 e 2 referem-se ao posicionamento dos
coletores (1 - próximo ao córrego e 2 - distante do córrego).
144
Figura 102. As componentes, expressas com valores mínimos (mín) e máximos
(máx) na zona ripária do córrego Estanislau (Chácara), são solução freática (poço),
solução do solo a 50 cm de profundidade (lisímetro), escoamento superficial e
deposição atmosférica. Os valores 1 e 2 referem-se ao posicionamento dos
coletores (1 - próximo ao córrego e 2 - distante do córrego).
145
4. CONCLUSÕES
Como relação às hipóteses formuladas no início do presente trabalho, conclui-
se:
1. Corroborando parcialmente a hipótese inicial, poucos íons apresentaram
maiores concentrações nas áreas rurais em relação às naturais, com
destaque para o aumento da concentração de N inorgânico nas soluções das
áreas com cobertura rural (NO
2
-
- escoamento superficial; NO
3
-
- solução do
solo a 50 cm; e NO
3
-
e NH
4
+
- solução freática).
2. Contrariando a hipótese inicial que afirmava que maiores valores de
parâmetros químicos seriam encontrados nas áreas rurais, as seguintes
componentes apresentaram maiores valores nas áreas naturais: solução de
escoamento superficial - H
+
, condutividade elétrica, NH
4
+
, Ca
+2
e Mg
+2
. Esse
padrão pode ter ocorrido devido ao fato das áreas naturais apresentarem uma
maior integridade das suas matas de galeria, permitindo com isso uma maior
entrada de nutrientes via throughfall e stemflow.
3. Durante o período de transição seca-chuva, principalmente para a solução de
escoamento superficial das áreas naturais, foram observados maiores valores
de NO
3
-
, K
+
, Ca
+2
, Mg
+2
e Na
+
, Cl
-
e SO
4
-
.
4. A deposição atmosférica das áreas naturais e rurais não exibiram diferenças,
exceto para N-NH
4
+
que foi significativamente maior no uso natural, o que
contraria a hipótese inicial.
5. As maiores contribuições das diferentes componentes do fluxo foram
observadas durante o período de transição seca-chuva, com maiores valores
nas áreas naturais.
6. Os resultados do modelo EMMA mostraram que a solução freática foi a fonte
mais representativa na composição da água dos córregos tanto das áreas
naturais quanto das rurais, podendo-se inferir com issso que as vias de fluxo
não estão sofrendo alteração, mesmo nas áreas rurais.
146
5. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
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em Manaus. Naturalia, V.22, pp.103-113, 1997
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149
ANEXOS
Anexo 1. Dimensões dos coletores de solução de escoamento superficial.
Coletor Local Largura (m) Comprimento (m)
Área (m
2
)
Ponto 1
Pitoco 1,10 1,99 2,19
Ponto 2
Pitoco 1,00 1,88 1,88
Ponto 3
Pitoco 0,93 2,00 1,86
Ponto 4
Pitoco 1,01 2,01 2,03
Ponto 1
Taquara 1,00 2,05 2,05
Ponto 2
IBGE
Taquara 0,94 2,00 1,88
Ponto 1
Chácara 117 1,03 2,00 2,06
Ponto 2
Chácara 117 1,05 2,00 2,10
Ponto 1
Fazenda Dimas 1,02 2,02 2,06
Ponto 2
Fazenda Dimas 1,00 2,01 2,01
Ponto 3
Fazenda Dimas 0,98 2,00 1,96
Ponto 4
Rio Jardim
Fazenda Dimas 1,05 2,05 2,15
Anexo 2. Quantidade de pontos de coleta nos córregos, número de poços, coletores
de solução de escoamento superficial e lisímetros por local de coleta.
Local de coleta
Pontos de coleta N° de
Poços
N° de coletores
superficiais
N° de
Lisímetros
Córrego Pitoco
1
2 4 4 4
Córrego Taquara
1
2 4 2 2
Córrego Estanislau
2
1 5 2 2
Córrego Barreiro do Mato
2
2 3 4 2
Córrego Atoleiro
3
1 - - -
Córrego Mestre D’Armas
3
1 - - -
Córrego Pulador
4
1 - - -
Córrego Capão da Onça
5
1 - - -
Águas Emendadas
6
1 - - -
1
– IBGE;
2
– Zona rural de Planaltina;
3
– Zona urbana de Planaltina;
4
– Perimetral urbana de
Brazlândia;
5
– Zona rural de Brazlândia;
6
– Estação Ecológica de Águas Emendadas.
150
Anexo 3 – Profundidade dos poços nos locais de coleta.
Profundidade (metros)
Local
Poço 1 Poço 2 Poço 3 Poço 4 Poço 5
Pitoco 3,70 4,70 6,40 7,20 -
RECOR-IBGE
Taquara 4,00 2,50 4,10 - -
Chácara 117 2,00 2,60 2,70 2,50 3,70
Rio Jardim
Fazenda Dimas 4,00 3,40 6,80 - -
Anexo 4. Valores médios, medianos, mínimos e máximos de variáveis químicas da
deposição atmosférica sob zonas ripárias em áreas naturais e rurais. (n = 2)
Variável Cobertura natural
Cobertura rural
Média Mediana
Mín Máx
Média Mediana
Mín Máx
H
+
2,75 3,72 0,41 7,94 2,19 2,51 0,66 5,37
Condutividade 7,62 4,94 0,61 10,27
9,54 7,20 0,72 11,62
Alcalinidade 38,36 23,44 54,10 661 64,2 23,28 647,54
481,97
COD 146 110 62,50 431 147 142 87,50 358
NT 71,43 43,57 23,57 231 101 77,86 27,14 242
NH
4
+
10,71 7,86 2,14 27,86 4,29 1,43 0,71 7,86
NO
2
-
6,43 6,43 2,14 7,14 8,57 7,14 2,14 15,00
NO
3
-
2,14 2,14 1,43 4,29 2,86 2,14 0,71 4,29
K
+
21,99 11,51 2,81 95,40 28,39 19,44 1,53 92,58
Ca
+2
5,99 3,49 2,00 21,70 5,24 5,24 3,24 11,97
Mg
+2
6,17 3,70 1,65 17,70 5,35 5,76 2,06 16,05
Na
+
6,09 3,91 2,17 30,00 5,65 4,78 2,61 8,70
Cl
-
8,17 4,79 3,66 24,51 7,04 7,04 2,54 9,01
SO
4
-
1,46 0,94 0,42 6,35 0,94 0,83 0,42 1,35
PO
4
-
5,16 3,37 2,11 11,89 4,11 4,11 1,89 6,21
Condutividade expressa em (µS cm
-1
);
H
+
, alcalinidade, NH
4
+
, NO
2
-
, NO
3
-
, K
+
, Ca
+2
, Mg
+2
, Na
+
, Cl
-
, SO
4
-
e PO
4
-
expressos em (µM).
151
Anexo 5. Valores médios, medianos, mínimos e máximos de variáveis químicas da
solução de escoamento superficial sob zonas ripárias em áreas naturais e rurais. (n
= 6)
Variável Cobertura natural
Cobertura rural
Média Mediana Mín Máx
Média Mediana Mín Máx
H
+
2,95 3,09 0,01 1000 2,29 2,24 105 0,05
Condutividade 10,27 4,94 0,61 7,62
9,54 7,20 0,72 11,62
Alcalinidade 137 78,36 3,28 2262 84,26 76,89 13,44 796
NH
4
+
46,43 12,86 7,14 1306 7,86 5,00 0,71 124
NO
2
-
2,86 2,14 7,14 25,72 4,29 1,43 0,71 249
NO
3
-
19,29 10,71 7,14 191 11,43 2,14 0,71 300
K
+
125 49,62 0,26 1156 50,13 32,23 1,28 874
Ca
+2
33,17 25,19 0,50 164 20,20 15,21 0,75 130
Mg
+2
24,69 15,64 0,41 147 14,81 9,47 0,82 104
Na
+
37,39 14,78 0,87 258 30,43 24,35 0,87 529
Cl
-
75,49 21,97 0,85 1037 34,37 16,90 4,79 1304
SO
4
-
10,82 4,27 0,10 102 6,76 1,77 0,52 192
PO
4
-
1,58 0,21 0,11 45,47
0,74 0,11 0,11 60,42
Condutividade expressa em (µS cm
-1
);
H
+
, alcalinidade, NH
4
+
, NO
2
-
, NO
3
-
, K
+
, Ca
+2
, Mg
+2
, Na
+
, Cl
-
, SO
4
-
e PO
4
-
expressos em (µM).
Anexo 6. Valores médios, medianos, mínimos e máximos de variáveis químicas da
solução do solo (50 cm de profundidade) sob zonas ripárias em áreas naturais e
rurais. (n = 6 para áreas naturais, e n = 4 para rurais)
Variável Cobertura natural
Cobertura rural
Média Mediana
Mín Máx
Média Mediana Mín Máx
H
+
8,32 8,32 0,62 100 7,59 7,59 0,69 39,81
Condutividade
10,27 4,94 0,61 7,62
9,54 7,20 0,72 11,62
Alcalinidade 57,70 32,13 8,52 477 80,33 39,18 6,72 997
NH
4
+
9,29 5,00 0,71 62,14 9,29 2,86 0,71 102
NO
2
-
2,14 2,14 1,43 9,29 1,43 1,43 0,71 4,29
NO
3
-
1,43 1,43 0,71 3,57 15,71 1,43 0,71 174
K
+
16,37 7,16 0,26 125 18,67 9,46 0,26 77,49
Ca
+2
11,47 4,74 0,25 213 10,22 4,99 0,25 225
Mg
+2
31,69 6,58 0,41 89 31,69 8,23 0,41 89,30
Na
+
5,22 3,48 0,43 169 9,13 5,65 0,43 206
Cl
-
8,45 4,79 0,56 71,27 13,52 5,92 0,56 175
SO
4
-
1,35 1,25 0,10 5,83 2,39 1,25 0,10 56,71
PO
4
-
0,04 0,00 0,11 0,32 0,04 0,04 0,11 0,21
Condutividade expressa em (µS cm
-1
);
H
+
, alcalinidade, NH
4
+
, NO
2
-
, NO
3
-
, K
+
, Ca
+2
, Mg
+2
, Na
+
, Cl
-
, SO
4
-
e PO
4
-
expressos em (µM).
152
Anexo 7. Valores médios, medianos, mínimos e máximos de variáveis químicas da
solução freática sob zonas ripárias em áreas naturais e rurais. (n = 8)
Variável Cobertura natural
Cobertura rural
Média Mediana Mín Máx
Média Mediana Mín Máx
H
+
8,51 8,71 0,22 97,72 14,79 17,78 239,88
0,98
Condutividade
10,27 4,94 0,61 7,62
9,54 7,20 0,72 11,62
Alcalinidade 158 87,21 6,23 2069 103 22,62 1,64 1802
NH
4
+
9,24 4,82 0,42 71,86 18,14 5,10 0,33 276
NO
2
-
7,40 2,01 0,59 164 52,01 1,88 0,71 4238
NO
3
-
4,39 1,55 0,32 166 19,67 2,04 0,61 771
K
+
21,48 4,35 1,02 869 19,95 4,35 0,51 471
Ca
+2
19,70 4,99 0,25 267 19,45 5,24 2,49 344
Mg
+2
14,81 3,29 4,12 198 14,81 4,94 4,12 208
Na
+
31,74 13,48 4,35 753 31,30 14,35 3,04 403
Cl
-
37,75 5,92 1,69 801 37,18 5,92 0,28 1735
SO
4
-
9,26 1,25 0,21 128 8,53 1,14 0,10 275
PO
4
-
2,21 0,01 0,11 166
0,21 0,01 0,11 0,21
Condutividade expressa em (µS cm
-1
);
H
+
, alcalinidade, NH
4
+
, NO
2
-
, NO
3
-
, K
+
, Ca
+2
, Mg
+2
, Na
+
, Cl
-
, SO
4
-
e PO
4
-
expressos em (µM).
153
Cálculos dos estoques de nutrientes baseados nos resultados das análises
químicas dos solos
Cálculo da quantidade de solo (massa) em volume:
= densidade aparente * massa de solo por volume
ex. 1 m
2
de solo na camada 0-5 cm de profundidade = 100 cm * 100 cm * 5 cm =
50.000 cm
3
e densidade aparente na camada 0-5 cm = 0,7 g cm
-3
= 0,7*50.000 = 35.000g m
-2
= 35 kg m
-2
de solo
Estoques de P, K e S:
ex.
Estoques de N e C:
1g/dm
3
= 10000 ppm → 1 ppm = 1 mg dm
3
ex. 2,9 g/dm
3
N = 2900 ppm N= 2900 mg N kg-1 solo
=2900 mg N kg
-1
* 35 kg m
-2
=101.500 mg N m
-2
=(101.500 *10
-6
)/10
-4
(considerando que 1 mg = 10
-6
kg e 1 m
2
= 10
-4
ha)
=1.015 kg N ha
-1
Estoques de Ca, Mg e Al:
O cálculo deve considerar a massa equivalente (ME= massa atômica/valência):
1 ME Ca
+2
= 40,01 g / 2 = 20,08 g 1 mEq Ca
+2
= 20,08 mg
1 ME Mg
+2
=24,31 g / 2 = 12,15 g 1 mEq Mg
+2
= 12,15 mg
1 ME Al
+3
=26,98 g / 3 = 8,99 g 1 mEq Al
+3
= 8,99 mg
ex. Ca
+2
= 0,40 cmol/dm
-3
0,40 cmol * 20,08 mg = 8,03 mg Ca
+2
100 cm
-3
Conversão de medida de volume (cm
-3
) em medida de massa (g):
Considerando que a densidade padrão do solo é 1g cm
-3
1 g de solo em 1 cm
-3
100 g de solo em 100 cm
-3
, então,
8,03 mg Ca
+2
100 cm
-3
= 8,03 mg Ca
+2
em 100 g de solo
80,3 mg Ca
+2
em 1000 g de solo = 80,3 mg Ca
+2
kg
-1
Para converter em estoque:
80,3 mg Ca
+2
kg
-1
* 35 kg m
-2
= 6.817,2 mg Ca
+2
.m
-2
=(2.810,5 *10
-6
)/10
-4
(considerando que 1 mg = 10
-4
kg e 1 m
2
= 10
-4
ha)
=28,11 kg Ca
+2
ha
-1
Obs. A densidade aparente utilizada nesses cálculos foi retirada do trabalho de
Parron (2004), que estudou a mata do córrego Pitoco.
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