CENTRO UNIVERSITÁRIO DO LESTE DE MINAS GERAIS

UNILESTEMG

DEPARTAMENTO DE PESQUISA E PÓS-GRADUAÇÃO

PROGRAMA DE PÓS – GRADUAÇÃO EM ENGENHARIA INDUSTRIAL

LINHA DE PESQUISA: AVALIAÇÃO E MITIGAÇÃO DE IMPACTOS AMBIENTAIS

AVALIAÇÃO DE IMPACTO DE PLANTIOS DE EUCALYPTUS E PECUÁRIA

EXTENSIVA EM MICROBACIAS NO BAIXO RIO SÃO FRANCISCO (MG): USO

DE BATRACOSPERMUM DELICATULIM (RODOPHYTA) E DE VARIÁVEIS

HIDROLÓGICAS.

ALICE ARANTES CARNEIRO

CORONEL FABRICIANO

2012

ALICE ARANTES CARNEIRO

AVALIAÇÃO DE IMPACTO DE PLANTIOS DE EUCALYPTUS E PECUÁRIA EXTENSIVA EM MICROBACIAS NO BAIXO RIO SÃO FRANCISCO (MG): USO

DE BATRACOSPERMUM DELICATULIM (RODOPHYTA) E DE VARIÁVEIS HIDROLÓGICAS.

Dissertação de mestrado apresentada ao Programa de Pós-Graduação em Engenharia Industrial do Centro Universitário do Leste de Minas Gerais - UnilesteMG, como requisito parcial para a obtenção do grau de mestre em Engenharia Industrial. Orientador: Prof. Dr. Millôr Godoy Sabará

Coronel Fabriciano 2012

Ficha catalográfica

C289q Carneiro, Alice Arantes

Qualidade ecológica de rios de menor ordem em microbacias drenando plantios de Eucalyptus e agropecuária extensiva, no Baixo rio São Francisco (MG) / Alice Arantes Carneiro. ─ 2011.

91 f. : il. Dissertação (mestrado) ─ Centro Universitário do

Leste de Minas Gerais, 2011. Orientação: Millôr Godoy Sabará. 1. São Francisco, Rio – qualidade da água. 2.

Eucalipto – impacto ambiental. I. Título. CDU – 628 (815.1)

Alice Arantes Carneiro

AVALIAÇÃO DE IMPACTO DE PLANTIOS DE EUCALYPTUS E PECUÁRIA EXTENSIVA EM MICROBACIAS NO BAIXO RIO SÃO FRANCISCO (MG): USO

DE BATRACOSPERMUM DELICATULIM (RODOPHYTA) E DE VARIÁVEIS HIDROLÓGICAS.

Dissertação de mestrado apresentada ao Programa de Pós-Graduação em Engenharia Industrial do Centro Universitário do Leste de Minas Gerais - UnilesteMG, como requisito parcial para a obtenção do grau de mestre em Engenharia Industrial.

Aprovada em ____,_____. Por:

_________________________________________________ Presidente: Millôr Godoy Sabará Dr. Prof. UEMG – Orientador

_________________________________________________ Membro: Gabriela Von Rückert Heleno, Dra. Profª. PPGE/UnilesteMG

_________________________________________________ Membro:. Fernando Palha Leite Dr. CENIBRA

Coronel Fabriciano, 23 de fevereiro de 2012

Aos meus pais, Suely e Maurício, que por muitas vezes abdicaram de seus sonhos para que eu

realizasse os meus.

AGRADECIMENTOS

À Deus pela saúde, disposição e por colocar sempre muitas benção em

minha vida.

Aos meus pais Suely e Maurício e meu irmão Júnior, pelo amor e apoio

incondicionais, o que dispensa muitas palavras.

Ao professor Dr. Millôr Godoy Sabará pela orientação, confiança em meu

trabalho desde o início e por todas as oportunidades a mim concedidas. Pelo

exemplo não só de um grande mestre, como também de vida e profissionalismo.

Minha sincera e eterna gratidão.

Ao UnilesteMG especialmente ao LPA – Laboratório de Pesquisas

Ambientais e ao Departamento de Pós-Graduação em Engenharia Industrial por

permitir a realização desse trabalho.

As minhas amigas, Ms. Andressa Rocha Lima e Dra. Tânia Gonçalves dos

Santos, que me deram contribuições valiosíssimas durante a elaboração desse

manuscrito.

À Ms. Bianca Cabral e Dra. Isabela Crespo pelo carinho, amizade e pelas

palavras de incentivo e motivação.

Aos professores do Mestrado, Dra. Gabriela von Rückert e Dr. Dair José de

Oliveira que muito contribuíram para meu amadurecimento acadêmico e

profissional.

Aos meus colegas de mestrado pelas experiências compartilhadas.

A Maria Elena por todo amor, cuidado e dedicação ao Cauã, e a minha tia

Ana Maria que prontamente também doou um pouco do seu tempo para se

dedicar a ele, que permitiram meu maior empenho no findar desse trabalho.

Em especial, ao Bruno Melo por todo incentivo no trilhar da minha vida

profissional. Pela cumplicidade e por compartilhar comigo conhecimentos e

experiências de vida, que vão muito além dos que aprendi na academia, os quais,

carregarei comigo durante toda minha existência.

Enfim, a todos que contribuíram para realização desse trabalho.

“ A vontade de Deus expressa-se em toda parte pela execução das Leis da Natureza...

A Natureza é um poder que produz, renova, modifica, remove...

Faz e desfaz os diferentes corpos que constituem o Universo.”

LAMARCK.

RESUMO

A vegetação no entorno dos ambientes aquáticos tem importante papel na

preservação e manutenção da diversidade biológica. Pela natureza aleatória das

fontes difusas de poluição de áreas de plantio de Eucalipto, essa pesquisa propôs

estabelecer conexões entre qualidade e quantidade de água produzida e a saúde

ecológica de rios de menor ordem, no médio São Francisco, bem como, gerar

subsídios para melhor práticas de manejo florestal e de estratégias para o uso do

solo na bacia. Para tal, a quantidade da água em micro-bacias de pecuária

extensiva e florestal foi medida por meio do estabelecimento de dois vertedouros

de medição eletrônica e contínua da vazão. A comparação ecológica desses

ambientes se deu através do uso de algas perifíticas como uma comunidade

representativa do status ambiental. Variáveis físico-químicas de qualidade deágua

foram medidas por uma sonda multiparâmetros in situ. A concentração de

nutrientes totais e dissolvidos, metais e bases foram analisados através de

espectrofotometria do visível, de absorção atômica e de chama, respectivamente.

Os resultados sugerem a qualidade da água na bacia plantada com Eucalyptus

sendo melhor que a encontrada nas águas da bacia de pecuária extensiva,

principalmente para as concentrações de P e N. A produção de água nas duas

bacias apresentou diferenças, sendo que a bacia florestal apresentou uma vazão

específica maior que a bacia de pecuária extensiva. Os resultados do

biomonitoramento sugerem que há pulsos mais freqüentes de P-PO43- nas águas

do córrego de pecuária extensiva, o que indica que o ciclo biogeoquímico dentro

da bacia florestal é mais conservativo, pelo menos para esse elemento. O

reflorestamento com Eucalyptus na região pesquisa não apresenta evidências de

ser pernicioso à conservação da quantidade e qualidade das águas superficiais,

quando comparado ao uso do solo para pecuária extensiva.

Palavras-chave: biomonitoramento. eucalipto.impacto ambiental recurso hídrico.

ABSTRACT

The vegetation surrounding aquatic environments plays an important role in the

preservation and maintenance of biological diversity. For the random nature of the

diffuse sources of pollution in areas of planting Eucalyptus, this research proposes

to establish connections between quality and quantity of water produced and the

ecological health of rivers of the lowest order, the average San Francisco, as well

as generate support for best practices forest management and strategies for land

use in the basin. To this end, the amount of water in micro-watersheds with

extensive livestock rearing and forestry was measured through the establishment

of two spillways electronic measurement and continuous flow. The comparison of

these ecological environments was through the use of periphyton as a community

representative of the environmental status. Physico-chemical quality deágua were

measured by a multiparameter probe in situ. The concentration of total and

dissolved nutrients, metals and bases were analyzed by visible

spectrophotometry, atomic absorption and flame, respectively. The results suggest

that water quality in the basin planted with Eucalyptus being better than that found

in the waters of the basin extensive livestock, especially for concentrations of P

and N. The water production was different in the two basins, and basin forest had

a specific flow rate greater than the basin of overgrazing. The results of

biomonitoring suggest that there is more frequent pulses of P-PO43-waters of the

stream of extensive cattle ranching, which indicates that the biogeochemical cycle

within the basin forest is more conservative, at least for this element. Reforestation

with Eucalyptus research in the region shows no evidence of being harmful to the

conservation of quantity and quality of surface water compared to land use for

livestock farming.

Keywords: biomonitoring. eucalipto.impacto environmental water resource.

LISTA DE ILUSTRAÇÕES

Figura 1 - Localização da região de estudos em relação à Minas Gerais e à bacia

do rio São Francisco................................................................................................. 26

Figura 2 – Micro-bacias estudadas de uso agropecuário (CAB1) e florestal

(VBR2)....................................................................................................................... 27

Figura 3 - Vertedouros para medição automática da vazão. A direita, vertedouro

da micro-bacia agrícola. A esquerda, vertedouro da microbacia florestal................ 36

Figura 4 - Temperatura média da água na micro-bacia agropecuária (CAB1)......... 39

Figura 5.- Temperatura média mensal da água na micro-bacia florestal (VBR2)..... 39

Figura 6 - Concentração e saturação de O2 dissolvido (mg / L) na micro-bacia

agropecuária (CAB1)................................................................................................ 40

Figura 7 - Concentração e saturação de O2 dissolvido (mg / L) na micro-bacia

Florestal (VBR2)........................................................................................................ 40

Figura 8 - Valores de pH na micro-bacia agropecuária (CAB1)................................ 41

Figura 9 - Valores de pH na micro-bacia Florestal (VBR2)....................................... 41

Figura 10 - Valores de condutividade elétrica da água na bacia agropecuária

(CAB1)........................................................................................................................ 42

Figura 11 - Valores de condutividade elétrica da água na bacia Florestal (VBR2).... 42

Figura 12 - Valores de Potencial Redox na bacia agropecuária (CAB1)................... 43

Figura 13 - Valores de Potencial Redox na bacia Florestal (VBR2).......................... 43

Figura 14 - Valores de Alcalinidade Total na bacia agropecuária (CAB1)................ 44

Figura 15 - Valores de Alcalinidade Total na bacia Florestal (VBR2)....................... 44

Figura 16 - Valores de turbidez na bacia agropecuária (CAB1)................................ 45

Figura 17 - Valores de turbidez na bacia florestal (VBR2)......................................... 45

Figura 18 - Valores de STS na bacia agropecuária (CAB1)...................................... 46

Figura 19 - Valores de STS na bacia floresta (VBR2)............................................... 46

Figura 20 - Concentrações das formas de Fósforo na bacia agropecuária

(CAB1)........................................................................................................................ 47

Figura 21 - Concentrações das formas de Fósforo na bacia florestal (VBR2)........... 47

Figura 22 - Concentrações das formas de Nitrogênio na bacia agropecuária

(CAB1)........................................................................................................................ 48

Figura 23 - Concentrações das formas de Nitrogênio na bacia Florestal (VBR2)..... 48

Figura 24 -. Concentrações de bases na bacia agropecuária (CAB1)....................... 49

Figura 25 - Concentração de bases na bacia florestal (VBR2).................................. 49

Figura 26 - Concentrações de metais na bacia agropecuária (CAB1)....................... 50

Figura 27 - Concentrações de metais na bacia florestal (VBR2)............................... 50

Figura 28 - Concentrações de cianobactérias na bacia agropecuária (CAB1).......... 51

Figura 29 - Concentrações de cianobactérias na bacia florestal (VBR2).................. 51

Figura 30 - Comportamento da vazão específica em função do tempo na bacia

Florestal (VBR2 - Eucalyptus) e bacia agropecuária (CAB1) ................................... 54

Figura 31 - Comportamento da vazão específica em função do tempo na bacia

Florestal (VBR2 - Eucalyptus) e bacia agropecuária (CAB1).................................... 55

Figura 32 - Esquemas de amostras de Batrachospermum delicatatum ................... 55

Figura 33 - Comprimento dos pêlos em Batrachospermum delicatatum. ................. 56

Figura 34 – Zonas de sombra em áreas com declive acentuado e plantios

maduros..................................................................................................................... 60

Figura 35 – Zonas de sombra reduzidas devido ao corte raso de Eucalyptus

próximos ao corpo d’água.......................................................................................... 60

Figura 36 – Ciclo do nitrogênio em rios .................................................................... 70

Figura 37 – Colônia de Anabaena sp. (Chlorophycea), crescendo em trecho

aberto de um córrego florestal. As áreas verdes são onde os filamentos estão em

maior densidade......................................................................................................... 72

Figura 38 – Microfotografia (400 X) de filamentos de Anabaena sp. crescendo em

córregos florestais...................................................................................................... 73

Figura 39 – Eutrofização em um riacho drenando uma bacia agrícola no município

de Peçanha, M.G., alto rio Santo Antônio.................................................................. 75

Figura 40 – Estrutura da microcistina L-R.................................................................. 76

Figura 41 – Tamanho relativo médio das partículas transportadas por rios de 1ª a

5ª ordens ou acima.................................................................................................... 77

Figura 42 - Exemplo de erosão em estrada rural sem conservação do sistema de

drenagem................................................................................................................... 79

LISTA DE TABELAS

Tabela 1 Ambientes amostrados, suas características principais e suas

localizações............................................................................................................... 24

Tabela 2 - Variáveis físico-químicas da água coletadas em cada ponto de

amostragem.............................................................................................................. 29

Tabela 3 – Valores para as variáveis ambientais amostradas nas micro-bacias

agropecuária (CAB1) e florestal (VBR2), respectivamente....................................... 37

Tabela 4 – Resultados do teste de Normalidade Shapiro Wilks (Teste W) para as

variáveis de qualidade de água das microbacias CAB1 e VBR2.............................. 52

Tabela 5 – Resultados da estatística descritiva realizada para as variáveis de

qualidade de água das microbacias CAB1 e VBR2.................................................. 52

Tabela 6 – Resultados do teste não paramétrico Mann-Withiney (Teste H) para

as variáveis de qualidade de água das microbacias CAB1 e VBR2......................... 52

Tabela 7 - Resultados para a medição de vazão na bacia florestal (VBR2) em

2005.......................................................................................................................... 53

Tabela 8 - Resultados para a medição de vazão na bacia agropecuária (CAB1)

em 2005.................................................................................................................... 53

Tabela 9 - Resultados e estatísticas para dez medições (M1 a M10) de

comprimentos (µm), de pêlos em amostras de Batrachospermum delicatatum,

coletadas nos pontos e datas indicadas................................................................... 56

Tabela 10 – Inter-relações de variáveis monitoráveis de qualidade de água........... 58

Tabela 11 - Limites de concentrações de O2 dissolvido para peixes e

invertebrados............................................................................................................. 66

SUMÁRIO

1 INTRODUÇÃO ............................................................................................ 15

2 OBJETIVOS DA PESQUISA ...................................................................... 17

2.2 OBJETIVO GERAL..................................................................................... 17

2.3 OBJETIVOS ESPECÍFICOS ....................................................................... 17

3 BASES CIENTÍFICAS ................................................................................ 18

4 ÁREA DE ESTUDO .................................................................................... 22

5 MATERIAL E MÉTODOS ........................................................................... 28

5.1 QUALIDADE DA ÁGUA ............................................................................. 28

5.2 ANÁLISES QUÍMICAS DA ÁGUA.............................................................. 29

5.2.1 ..................................................................................Determinação da alcalinidade total 29

5.2.2 ....................................................... Nutrientes dissolvidos (NO2-, NO3-, NH4- e PO4-). 30

5.2.3 .......... Nutrientes Totais (N, P, Ca+2, Mg+2, K+, Na+, Fe+3, Zn+2, Cu+2, Mn+2). 32

5.2.4 ....................................................... Determinação das concentrações de metais totais. 33

5.3 BIOMONITORAMENTO ............................................................................. 34

5.4 VAZÃO ........................................................................................................ 35

5.5 - METODOLOGIA DAS ANÁLISES ESTATÍSTICAS .......................................... 36

6 RESULTADOS ........................................................................................... 37

6.1 TEMPERATURA DA ÁGUA ....................................................................... 40

6.2 PH ............................................................................................................... 43

6.3 CONDUTIVIDADE ELÉTRICA ................................................................... 47

6.4 OXIGÊNIO DISSOLVIDO E SATURAÇÃO DE OXIGÊNIO ........................ 50

6.5 NITROGÊNIO ............................................................................................. 55

6.6 FÓSFORO .................................................................................................. 60

7.6.2 Relação com os usos designados da água ......... Erro! Indicador não definido.

7.6.3 Resposta às atividades de manejo florestal ........ Erro! Indicador não definido.

6.7 SÓLIDOS TOTAIS EM SUSPENSÃO ........................................................ 64

7.7.1 Definição e conceitos ........................................... Erro! Indicador não definido.

7.7.2 Efeitos das atividades de manejo florestal ........... Erro! Indicador não definido.

6.8 BIOMONITORAMENTO ............................................................................. 68

6.9 VAZÃO ............................................................................................................... 71

7 CONCLUSÃO ............................................................................................. 74

REFERÊNCIAS BIBLIOGRAFICAS ........................................................................ 75

15

1 INTRODUÇÃO

A média de energia assimilada por plantas tropicais é estimada em 15 x

103 Kcal/ha/ano, como resultado da fixação do CO2 atmosférico pela

fotossíntese oxigênica (RICKELFS; MILLER, 2000). O carvão vegetal é um dos

biocombustíveis resultantes dessa fixação, oriundo principalmente do gênero

Eucaluptus spp., que ocupa cerca 1,7% da área do Estado de Minas Gerais

(CARVALHO, et. al. 2005). Sendo mediado biologicamente, o potencial

energético do carvão vegetal está intrinsecamente ligado à quantidade e

qualidade de água doce disponível, gerando um ciclo de uso da água doce,

que compreende a captação da chuva e sua infiltração nos solos das bacias

plantadas e seu uso para crescimento das árvores.

O cultivo de eucalipto para a produção de carvão siderúrgico vegetal

gera poluição de forma difusa, principalmente pelo escoamento superficial e

sub-superficial que pode carrear substâncias usadas nas práticas de manejo.

Pela natureza aleatória dessas fontes e pelo fato da primeira expressão da

poluição em ecossistemas ser de natureza biológica, essa pesquisa propôs

estabelecer conexões entre a quantidade da água produzida em áreas

plantadas com Eucalyptus spp., a saúde ecológica e integridade biótica de

canais que drenam os plantios, utilizando particularmente algas períficas para

avaliar os efeitos das práticas de manejo sobre ecossistemas lóticos de menor

ordem.O presente estudo objetiva também gerar subsídios para melhorar ainda

mais os efeitos das práticas de manejo florestal no ciclo de uso da água em

bacias plantadas.

Para tal, micro-bacias controladas, nos municípios de Bocaiúva e Águas

Claras, M.G, tiveram sua vazão eletronicamente medida a intervalos de dez

minutos, e foram realizadas coletas mensais de água e algas para

determinação de variáveis ambientais. Uma das microbacias é utilizada para o

plantio comercial de Eucalyptus sp, enquanto a outra se caracteriza pelo uso

agropecuário do solo.

A racionalidade para essa pesquisa se apóia no fato da produção de

carvão vegetal ambientalmente sustentável exigir plantios florestais de rápido

crescimento, onde se destaca o gênero Eucalyptus. Um exemplo dessa

necessidade está localizada no Vale do Rio São Francisco, M.G., que possui

16

extensa área plantada com Eucalyptus spp destinados quase exclusivamente à

produção de carvão vegetal (CARVALHO et. al., 2005).

Sendo a produção de carvão vegetal biologicamente controlada, a água

doce é um insumo crucial no ciclo de produção do carvão e, ao mesmo tempo,

de grande parte do aço do Brasil. A produção sustentável de aço baseada no

carvão vegetal, necessita que se tenha um ciclo de uso da água igualmente

sustentável. Uma das bases da sustentabilidade ambiental no uso dos recursos

hídricos é o seu monitoramento Porém, há uma carência de pesquisas de

longo prazo para solidificar a base científica do monitoramento, notadamente

no setor florestal tropical. (TUNDISI, 2003; BARBOSA et. al., 2004).

A geração e domínio dessas técnicas de monitoramento permitirão que

empresas de reflorestamento possam atender à crescente demanda energética

de sua unidade industrial, sem criar o paradoxo de destruir os processos

ecológicos necessários à produção dessa energia.

Pelo acima exposto, esta pesquisa propôs avaliar a qualidade e

quantidade de águas em bacias de drenagem no baixo São Francisco, com

diferentes usos do solo (pecuária extensiva e atividade florestal), através de

uma comparação ecológica desses ecossistemas aquáticos. Dessa forma, a

investigação dos processos que ocorrem em os ambos ambientes e sua íntima

ligação com o ecossistema de entorno, poderão subsidiar as metas para

conservação da biodiversidade regional.

17

2 OBJETIVOS DA PESQUISA

2.2 OBJETIVO GERAL

Realizar uma comparação ecológica entre micro-bacias, drenando áreas

destinadas à produção de madeira Eucalyptus spp. (carvão siderúrgico) e

pecuária extensiva por meio da mensuração e monitotamento de variáveis

físico-químicas de quantidade e qualidade de água e algas perifíticas que

permitiram a avaliação dos impactos desses distintos usos do solo sobre a

saúde ecológica e integridade biótica dos rios de menor ordem localizados no

baixo São Francisco.

ara avaliar e monitorar os impactos desses distintos usos do solo sobre

a saúde ecologia e integridade biótica de rios de menor ordem no vale do

médio rio São Francisco foram utilizadas técnicas de biomitoramento com algas

perifíticas e mensuração de variáveis físico-químicas de qualidade de água.

Além disso, pretendeu-se propor medidas de mitigação e manejo (caso

cabíveis), nas atividades florestais da região, com intuito de garantir sua

sustentabilidade ambiental.

2.3 OBJETIVOS ESPECÍFICOS

· Mensurar as variáveis físico-químicas de qualidade de água e a

comunidade biológica (perifíton) presente nesse ecossistema;

· Estabelecer correlações entre as variáveis físico-químicas de

qualidade e quantidade de água e a comunidade biológica

(perifíton) presente nesses ecossistemas;

· Identificar e quantificar os principais impactos das técnicas de

manejo florestal e pecuária extensiva sobre os recursos hídricos

superficiais;

· Monitorar e avaliar os impactos dos distintos usos do solo sobre a

saúde ecológica e a integridade biótica das bacias estudadas;

· Fornecer informações confiáveis para medir a efetividade de

práticas de conservação de água e solo, em áreas florestais e de

pecuária extensiva.

18

3 BASES CIENTÍFICAS

A vegetação no entorno dos ambientes aquáticos tem importante papel

na preservação e manutenção da diversidade biológica, uma vez que exerce

funções significativas no controle da erosão, além de ser determinante para

manter equilíbrio no funcionamento desses ambientes. Entretanto, a formação

de florestas plantadas, ainda hoje, gera uma variedade de dúvidas com relação

a quantidade e qualidade das águas dos ambientes lóticos adjacentes a estas

áreas (BACELLAR, 2005; LIMA & MENDES, 2007).

Inúmeros são os mitos em relação aos impactos ambientais causados

pelo reflorestamento com eucalipto. Dessa maneira, a pesquisa científica se

torna fundamental para o esclarecimento e geração de dados e informações,

que poderão subsidiar o manejo sustentável, a partir da elaboração e execução

de experimentos com fundamentação científica (LIMA, 1993).

A partir da década de 70, nas chapadas do alto Jequitinhonha e em

parte do baixo São Francisco, localizadas na região nordeste de Minas Gerais,

foram estabelecidas áreas de plantios de eucaliptos e de uso comum de

agricultura de subsistência e/ou pastagem (CALIXTO et. al., 2009). A

proximidade das áreas, bem como a semelhança em solo, clima e vegetação

original (Cerrado), permite estudos confiáveis sobre o uso diferenciado da

água por esses tipos contrastantes de usos do solo.

O uso de micro-bacias, como unidade geomorfológica da paisagem, é

uma ferramenta valiosa para investigação acerca da saúde ambiental (LIMA &

ZAKIA, 1996). Assim, o monitoramento ambiental quali e quantitativo é de

suma importância para o sucesso de planos de manejo florestal.

As micro-bacias podem demonstrar influências em seu funcionamento

hidrológico, como: mudanças de vazão, perda de sedimento e alteração no

balanço de nutrientes, causadas por diversas atividades antrópicas. Por esse

motivo, pesquisas com uso de micro-bacias como unidade de estudo vem

ganhando cada vez mais aceitação (ADAMS, 1993; MOLDAN E CERNY,1994;

LIMA,1993; LIMA & ZAKIA, 1996).

19

Os diversos processos climáticos, geológicos, morfológicos,

hidrológicos, hidráulicos, químicos e biológicos que ocorrem ao longo do canal

do rio, em escala espacial e temporal, variam muito de bacia para bacia e

conforme o grau de interferência antrópica. Esse conjunto de características

torna os ecossistemas lóticos em um ambiente peculiar de estudo (PERES,

2002; DALLAS,2008).

Segundo Andrréassian (2004), os primeiros estudos de monitoramento

de bacias hidrográficas sob diferentes usos do solo ocorreram entre 1910 e

1926, por Bates & Henry no Colorado, EUA; seguido por Belgrand em 1850 e

1852.

Estudos demonstram que as áreas de florestas plantadas têm

capacidade de promover o controle de alguns processos cruciais dentro da

micro-bacia, como: escoamento superficial, erosão e ciclagem de nutrientes; e,

dessa maneira, proporciona uma melhoria da qualidade da água produzida

pela bacia (REINHART & PIERCE, 1964; CORBETT & LYNCH, 1985).

Contudo, sabe-se que o plantio de eucalipto provoca alterações importantes no

ciclo hidrológico, entretanto, essas mudanças dependem da natureza e do tipo

de habitat que a plantação substitui (COSSALTER & PYE-SMITH, 2003), assim

como a espécie e o clone de eucalipto utilizado.

Vários estudos (BOSCH & HEWLETT, 1982; WITEHEAD & ROBINSON,

1993; BEST et. al., 1999; TUCCI, 2003; ANDRRÉASSIAN, 2004 apud

MCDONALD, et. al., 1991), demonstram que a retirada da vegetação em uma

bacia, aumenta as vazões médias anuais; e que a introdução da vegetação

diminui as vazões médias anuais, o que reforça o papel das florestas na

hidrologia de rios. É fato que, a vegetação de rápido crescimento, como o

eucalipto, consume maiores quantidades de água em relação as espécies de

pequeno porte, entretanto, se a precipitação anual for suficiente o consumo não

impede a recarga subterrânea de água e/ou desestabiliza o ciclo hidrológico (

LIMA, 1996).

O eucalipto, diferente de muitas espécies florestais, possui grande

eficiência na utilização da água, uma vez que o acúmulo de biomassa

produzido por unidade de água evapotranspirada é consideravelmente alta

(LIMA, 1996). Portanto, bacias hidrográficas florestais quando comparadas a

áreas de pastagem, possuem vazão maior, haja visto que, apesar das plantas

20

serem de rápido crescimento e requerem maiores quantidades de água,

principalmente em seu estágio inicial de desenvolvimento, esse tipo de

vegetação tem maior capacidade manutenção do ciclo hidrológico,

especialmente nos processos de infiltração e percolação (CALDER et al, 1992).

De acordo com estudo realizado por Donadio (2005), as características

de solo e seus diferentes usos são aspectos cruciais para avaliação da

qualidade da água.

A qualidade da água, então, é reflexo do efeito combinado dos muitos

processos que ocorrem ao longo do curso d’água e pode ser, em grande parte,

traduzida pelas suas características físicas, químicas e biológicas. Dessa

maneira, os vários processos que controlam a qualidade da água fazem parte

de um complexo equlíbrio (MARGALEF, 1994; TUNDISI, 2008). Uma precisa

avaliação da qualidade de águas continentais, como rios, devem aliar variáveis

físico-químicas à utilização de métodos biológicos, o que torna possível

verificar de maneira global os “inputs” químicos sob os organismos (PERES,

2002).

As águas naturais possuem um grande número de íons dissolvidos e de

substâncias orgânicas, tornando-as ecossistemas complexos. A presença

destas substâncias são provenientes, tanto da geoquímica do solo quanto das

atividades antrópicas presentes na bacia de drenagem (MARGALEF, 1983;

TUNDIDI & MATSUMURA-TUNDISI, 2008).

Segundo Tundisi & Matsumura-Tundisi (1992) citado por Sabará (1994),

dentre as atividades antrópicas, a silvicultura se destaca pela utilização de

fertilizantes ricos em compostos fosfatados e nitrogenados que são exportados

para os corpos d’água provocando alterações em sua composição química.

Outros fatores importantes na determinação da composição química da

água são as inter-relações e as reações que ocorrem entre os principais íons

em solução, bem como as atividades metabólicas dos organismos, como

excreção e respiração (ESTEVES, 1998; TUNDIDI & MATSUMURA-TUNDISI,

2008).

A natureza difusa das alterações ocorridas na bacia de drenagem

dificulta a avaliação da qualidade dos recursos hídricos, uma vez que a entrada

de material alóctone se dá, na maioria das vezes, por escoamento superficial

(MARGALEF, 1983; SABARÁ, 1999; SABARÁ et. al., 2007).

21

Uma alternativa para monitorar as fontes difusas de poluição é o

biomonitoramento com a utilização de algas perifíticas. Essa comunidade tem a

capacidade de refletir precisamente a composição química da água e, além

disso, estão presentes no ambiente antes e depois das perturbações

ambientais (KELLY & WITTON, 1994; SABARÁ, 1999; PERES, 2002).

Alguns gêneros de algas vermelhas (Rhodophyta), algas verdes

(Chlorophyta) e e Cianobactérias (Cyanophyta) tem a capacidade de responder

a fontes de poluição difusa por sua capacidade de apresentar alterações morfo-

fisiologicas quando há alteração nas concentrações e formas de fósforo na

água, especialmente a relação P- Orgânico/PRF.

Há um consenso na literatura de que em condições onde o PRF é

limitado, os gêneros de algas perifíticas citados, produzem “pêlos” para

produção de enzimas do grupo das fosfatases alcalinas, que hidrolisam o P-

Orgânico em PRF, o qual, por sua vez, pode ser utilizado pelo organismo

(WHITTON et al., 1998; WHITTON et al., 2000; ELWOOD et. al., 2002).

O aparecimento de “pêlos” algais pode ser identificado e quantificado

através de observações em microscópio óptico, servindo, portanto, para o

monitoramento da quantidade e qualidade dos nutrientes dissolvidos no corpo

d’água (GIBSON, 1986; SABARÁ, 1999; WHITTON, 2004).

22

4 ÁREA DE ESTUDO

A escolha das micro-bacias destinadas ao monitoramento foi realizada

adotando-se metodologia e critérios propostos por McDonald et. al., (1991),

modificado:

i) o acesso aos locais de coletas deveria ser garantido pelo menos em um

ponto da bacia, durante todo o ano;

ii) o curso d’água principal, deveria ser de, no máximo segunda ordem e ser

perene;

iii) cada bacia de drenagem, deveria ter apenas um tipo predominante do solo,

no presente caso, plantios de Eucalyptus spp. ou agropecuária;

iv) a distância entre as bacias de drenagem não poderia ser elevada a ponto de

haver diferenças significativas no clima, relevo e/ou solos;

v) os plantios de Eucalyptus spp., deveriam estar submetidos ao mesmo

manejo das outras áreas da empresa;

vi) as áreas e formas e exposições das bacias de drenagem, deveriam ser

iguais;

Os critérios de i) até v) foram considerados eliminatórios. Para o último

critério, desde que bacias idênticas são de existência improvável, procurou-se

o a maior semelhança possível entre as variáveis das micro-bacias

selecionadas.

O trabalho de seleção foi realizado a partir de uma escolha prévia de

áreas, através da análise do acervo de mapas e dados cartográficos e de

mapeamento de controle de plantio da área em estudo. A partir desta seleção,

foram realizadas visitas aos diferentes sítios para avaliação in loco das

características de cada um, buscando determinar a viabilidade de cada ponto.

Foram considerados os critérios de representatividade em cada micro-bacia e o

potencial de influência das atividades de uso agropecuário e reflorestamento

em cada ponto.

A Tabela 1 apresenta algumas características dos pontos selecionados,

e suas coordenadas geográficas de localização.

23

Tabela 1 Ambientes amostrados, suas características principais e suas localizações.

Identificação Denominação Uso do solo Coordenadas geográficas

CAB1 Córrego Água Boa Pecuária

Extensiva

17º 12´ 15´´ S - 43o 36’

24’’W

VBR2 Barragem da

Fazenda Extrema

Plantio de

Eucalipto

17º 15´ 50´´ S - 43o 39’

20’’W

A Figura 1 mostra a região de estudos em relação ao Estado de Minas

Gerais. A Figura 2 mostra as micro-bacias e suas áreas de captação

delineadas.

(A)

(B) Escala: 1:4700000

Figura 1 - Localização da região de estudos em relação à Minas Gerais (A) e à bacia do rio São

Francisco, em seu trecho médio. Os Municípios de Bocaiúva e Água Boa se encontram

sombreados.

N

24

Figura 2 – Deliniação das micro-bacias em estudo. (CAB1) uso agropecuário e (VBR2) florestal,

localizadas no Estado de Minas Gerais, próximas aos municípios de Bocaiúva e Água Boa,

respectivamente.

O clima da região do baixo São Francisco apresenta uma variabilidade

associada à transição do úmido para o árido, com temperatura média anual

variando de 23oC a 28ºC e, ainda, um baixo índice de nebulosidade e grande

incidência de radiação solar. Os fenômenos El Niño e La Niña interferem

sensivelmente no clima da região, proporcionando períodos de secas e

períodos úmidos com freqüência irregular.

A precipitação apresenta média anual de 1.036 mm. O trimestre mais

chuvoso é de novembro a janeiro, contribuindo com 55% a 60% da precipitação

anual, enquanto o período mais seco é de junho a agosto. A evapotranspiração

média é de 896 mm/ano. Os altos valores de evapotranspiração observados na

região são em função basicamente das elevadas temperaturas, da localização

geográfica intertropical e da reduzida nebulosidade na maior parte do ano. A

elevada evapotranspiração potencial, na maioria das vezes não compensada

pelas chuvas, faz com sejam observados na região altos valores de déficit

hídrico nos solos (ANA, 2011).

O município de Olhos d’Água possui uma rede de abastecimento de

água que atende aproximadamente 49,46% dos domicílios. O restante se

Micro-bacia agropecuária.

Micro-bacia florestal. VBR2.

25

divide entre poços ou nascentes (45,22%) e outras formas de abastecimento

(5,3%), segundo dados do IBGE (2000).

Os principais rios que drenam o município são: Jequitinhonha,

Macaúbas, Curral e Ferreiros. A temperatura média anual é de 25ºC e o índice

pluviométrico é de 1.100mm anuais. O relevo apresenta topografia plana de

30%, ondulada 30% e montanhosa 40%, sendo a altitude máxima de 925 m e a

mínima de 700 m. O cerrado representa o principal tipo de vegetação. O solo é

silto-arenoso com teores de cálcio elevados e baixas concentrações de fósforo

e potássio (IGAM, 2008).

Segundo relatório publicado pelo IGAM (2008) a micro-bacia VBR2 está

inserida na ecorregião do crenal do rio Verde Grande. Sua nascente se localiza

no município de Bocaiúva, MG, e faz parte da bacia do rio São Francisco, pela

margem direita, sendo o Verde Grande seu principal curso d’água. A Figura 3.

apresenta a localização da sub-bacia do Verde Grande em relação a bacia do

baixo São Francisco. Nota-se que o IQA calculado para a sub-bacia do Verde

Grande considera esse corpo d’água com qualidade ruim, cor laranja (IGAM,

2008).

A bacia hidrográfica do rio Verde Grande drena uma área de

aproximadamente 30.420Km2, sendo que 87% deste total pertencem ao

Estado de Minas Gerais e os 13% restantes pertencem ao Estado da Bahia

(IGAM, 2008).

26

Figura 3.– Localização da bacia do rio Verde grande em relação a Bacia do rio São Fransisco no Estado de Minas Gerais. Nota-se o IQA para a sub-bacia do Verde Grande: Ruim, cor laranja. Fonte: IGAM (2008).

Bacia do Verde

Grande

Município de Bocaiúva

27

As densidades de drenagem (DD) e as formas das micro-bacias (F) foram

calculadas segundo metodologia descrita em Lima (1986) .

· DD= km de canais/área da bacia (km2);

· F = área da bacia/ L (distancia em linha reta da nascente ao ponto de

amostragem)2

A micro-bacia CAB1 (córrego Água Boa) tem área de 6,482 km2, perímetro de

10,54 km, com 6,31 km de canais. Portanto uma densidade de drenagem (DD) de 1,03

km/km2, considerada baixa. O fator de forma (F) foi igual a 0,43. Esse valor coloca a

micro-bacia pastoril mais afastada da forma circular, tornando-a menos susceptível à

picos de vazão. No entanto, o uso do solo e sua conservação, mais o clima regional

podem subrepujar a morfologia da bacia, tornando comuns picos de vazão, seguidos de

períodos de vazão nula (LIMA, 1997)

A micro-bacia VBR2 (uso florestal), tem área de 1,32 km2, perímetro de 5,18 km,

com 1,89 km de canais. Sua DD é de 0,7 km/km2 e o F é de 0,32. Esses valores a

colocam mais próxima das micro-bacias com tendência a cheias repentinas. Porém,

deve-se novamente ressaltar que o uso do solo e o clima são fatores que podem ser

mais decisivos no comportamento hidrológico de micro-bacias (LIMA, 1997).

28

5 MATERIAL E MÉTODOS

Os dados utilizados nessa pesquisa pertencem a um banco de dados de domínio

de uma empresa de reflorestamento da região em estudo.

5.1 QUALIDADE DA ÁGUA

As técnicas de amostragem da água seguiram as metodologias descritas por

Golterman et. al. (1978); McDonald et. al. (1991); Allen (1989); Kelly & Whitton (1989);

Kelly & Whitton (1994); Whitton et. al. (1998) e Bicudo (2004). As campanhas de

amostragem foram realizadas com freqüência mensal, entre janeiro e dezembro de

2005. As variáveis ambientais monitoradas encontram-se na Tabela 2.

As variáveis coletadas in situ foram medidas utilizando-se um conjunto de

qualidade de água multiparâmetros WTW® modelo PF3. O equipamento foi colocado

longitudinalmente ao sentido da corrente e deixado por cerca de 20 minutos para

estabilização, em seguida os valores de cada variável foram então registrados e

anotados em fichas de campo, em laboratório transferidos para planilha no computador.

A turbidez foi determinada em espectrofotômetro MERCK NOVA 400.

Para as análises de laboratório, as coletas de amostras foram realizadas

utilizando garrafas Nalgon® de 500 mL. As amostras foram acondicionadas em caixas

térmicas e refrigeradas a 4 ºC, sendo imediatamente enviadas para análise no

Laboratório de Pesquisas Ambientais (LPA) do Unileste MG.

29

Tabela 2 - Variáveis físico-químicas da água coletadas em cada ponto de amostragem.

Variáveis Unidades

Temperatura* ºC

Oxigênio dissolvido* mg O2 L-1 e % de saturação (% sat.)

pH*

Condutividade elétrica* µS cm-1

Potencial redox* Mv

Alcalinidade total mmol. CO2 L-1

Concentração de NH4+ µg L-1

Concentração de NO3- µg L-1

Concentração de NO2- µg L-1

Concentração de nitrogênio total µg L-1

Concentração de fósforo total µg L-1

Concentração de PO43- µg L-1

Concentração de Ca2+ total mg L-1

Concentração de Mg2+ total mg L-1

Concentração de K+ total mg L-1

Concentração de Fe3+ total mg L-1

Concentração de cu2+ total mg L-1

Concentração de Mn2+ total mg L-1

Concentração de Na+ total mg L-1

Concentração de Zn+ total mg L-1

Concentração de Sólidos totais suspensos (STS)

mg L-1

Turbidez NTU

Contagem de Cianobactérias Células mL-1

* variáveis coletadas in situ.

5.2 ANÁLISES QUÍMICAS DA ÁGUA

5.2.1 Determinação da alcalinidade total

Para a determinação da alcalinidade total, utilizou-se a metodologia descrita em

Goltermam & Climo, (1978) modificada. Duas amostras de águas, em cada ponto, com

volume conhecido (100 ml), foram tituladas in situ com HCl de normalidade 0.050N,

através de uma micro pipeta automática, marca BRANDT, com 1.0 ml de volume, com

precisão de 0.01 ml. O volume de ácido, gasto para fazer o pH da amostra diminuir até

o valor 4.35, foi anotado para cada amostra. A variação de pH foi medida com um

30

pHâmetro portátil marca ORION, equipado com sonda de baixa manutenção e corpo

em epoxi.

Calculou-se o valor da alcalinidade total em milimoles por litro de CO2, através da

seguinte fórmula:

AT (mmol l N 1000 Vac

Vam-1) =

Onde:

AT(mmol. l-1): Alcalinidade Total da amostra, em milimoles por litro;

N: normalidade do HCl, sendo que 1N de HCl = 1 mol de HCl l-1;

1000: fator para transformação da normalidade do HCl em mmol. CO2 l-1;

Vac: volume de ácido gasto na titulação, em ml;

Vam: volume da amostra, em ml;

5.2.2 Nutrientes dissolvidos (NO2-, NO3-, NH4- e PO4-).

Em todas as determinações das concentrações dos nutrientes dissolvidos, usou-se

um espectrofotômetro MERCK, de feixe único e uma cubeta de quartzo, com 50 mm de

passo ótico, para permitir a determinação de concentrações muito baixas dos nutrientes

sob análise. Toda a vidraria utilizada nas determinações, foi primeiro imersa em uma

solução de H2SO4 10% por 24 horas; em seguida, lavada com água destilada e

desmineralizada. Verificava-se a efetividade da lavagem, pela medição da

condutividade elétrica de cada frasco quando cheio de água desmineralizada a qual

não podia ultrapassar 2.0 µS cm-1.

5.2.2.1 - Nitrito (NO2-).

Seguiu-se a metodologia descrita por Strickland & Parsons (1967). O NO2

- em

solução ácida, foi transformado em ácido nitroso, o qual reagiu com sulfanialmida,

31

formado um sal diazônio, que finalmente reagiu com N-1-naftiletileno diamina dicloreto,

resultando em solução avermelhada, determinada espectofotometricamente a 543 nm.

5.2.2.2 Nitrato (NO3-).

Todo o nitrato presente na amostra, foi reduzido a nitrito por cádmio esponjoso e

determinado como anteriormente descrito para o NO2- (Mackereth et al., 1978).

5.2.2.3 Íon amônio (NH4+).

Este método baseia-se na reação do Íon amônio com o fenol e hipoclorito, em

meio alcalino, formando indofenol de cor azul. Leu-se a absorbância a 635 nm (Koroleff,

1976).

5.2.2.4 PO43-, orto-fosfato ou Fósforo Reativo Filtrável (FRF).

O método utilizado é baseado na metodologia descrita por Eisenrich (1975). O

princípio é o da reação do PO43- com molibdato, formando ácido molibdofosfórico, que

reduzido forma complexo de cor azul. A absorbância é lida a 882 nm. Inicialmente,

preparou-se as seguintes soluções-estoque:

*Solução H2SO4 - Antimônio :53.3 ml de H2SO4 + 0.784 g de K(SbO).C4H4O6.½, diluídos

em 1.0 litro de água desmineralizada;

*Solução de molibdato : Diluiu-se 10.839 g de Na2MoO4.2H2O em 1.0 litro de água

desmineralizada.

*Solução de H2SO4 1.8 M : Diluiu-se 100 ml de H2SO4 concentrado em 1.0 litro de água

desmineralizada.

32

As soluções foram guardadas em vidros âmbar, mantidas no refrigerador e

renovadas a cada dois meses. Em seguida preparou-se o Reagente misto I. Este

reagente, não pode ser armazenado, sendo sempre preparado pouco antes de cada

analise.

*Reagente misto I (Apenas para FRF): 25 ml da solução H2SO4 - Antimônio, mais 25 ml

da solução de molibdato, mais 10 ml do H2SO4 1.8 M, acrescidas de 0.2 gramas de

ácido ascórbico e elevadas para 100 ml com água desmineralizada.

À 25 ml da amostra filtrada, foram adicionados 5 ml do REAGENTE MISTO I.

Guardava-se um intervalo de 15 minutos e lia-se a absorbância a 882 nm. O limite de

detecção deste método é de 1.0 µg PO43--P l-1.

5.2.3 Nutrientes Totais (N, P, Ca+2, Mg+2, K+, Na+, Fe+3, Zn+2, Cu+2, Mn+2).

A concentração de metais totais (Ca+2, Mg+2, K+, Na+, Fe+3, Zn+2, Cu+2,

Mn+2) é definida como a concentração do metal, determinada em uma porção não

filtrada da amostra, após digestão da mesma; pode também ser definida como a soma

das concentrações do metal nas formas dissolvida e em suspensão (CETESB, 1978).

5.2.3.1 Fósforo Total (P total)

Para esta determinação, não se filtrou a amostra. O princípio, é o mesmo

descrito para o FRF, porém, digere-se a amostra preliminarmente. Para tal, preparou-se

a seguinte solução (Eisenrich, 1975):

· Ácido de Digestão: diluiu-se 6.0 g de K2S2O8 (persulfato de potássio), em 100 ml de

H2SO4 1.8 M;

A 25 ml de amostra não-filtrada, branco e padrões, adicionava-se 5.0 ml do ácido

de digestão cobria-se o frasco com papel alumínio e autoclavava-se (127 ºC, 1.5 atm)

por 30 minutos. Após o esfriamento da amostra, preparava-se o Reagente misto II, que

não pode ser armazenado.

33

*Reagente misto II (apenas para P total): 25 ml da solução H2SO4 - Antimônio, mais 25

ml da solução de molibdato utilizadas para o FRF, acrescidas de 0.2 gramas de ácido

ascórbico e elevadas para 100 ml com água desmineralizada.

Retirava-se a cobertura de alumínio da amostra, branco e padrões, e adicionava-

se 5.0 ml do Reagente misto II. Aguardava-se 15 minutos e lia-se a absorbância a 882

nm.

5.2.3.2 Nitrogênio Total.

Oxidava-se a nitrato todos os compostos nitrogenados da amostra, pelo

aquecimento (127 ºC) da mesma em solução alcalina de persulfato e sob pressão de

1.5 atm por 30 minutos. Procedia-se então como descrito para o nitrato (MacKereth et

al., 1978).

5.2.4 Determinação das concentrações de metais totais.

A metodologia seguida na preparação das amostras para análise por

Espectrofotometria de Absorção Atômica (EAA), num espectofotômetro marca GBC e

Fotometria de Chama (EC) Marca DGIMED, foi a proposta pela American Public Health

Organization - APHA (1995), modificada.

Na coleta, as amostras foram acidificadas até pH<2 para minimizar a adsorsão

de íons metálicos nas paredes do frasco de coleta, sendo o pH medido em uma porção

separada, que se descartava.

Toda a vidraria empregada nas análises por EAA e EC foi lavada com mistura

sulfocrômica enxaguada com água destilada, em seguida com solução de ácido nítrico

PA 1:1 e posteriormente com água desmineralizada.

Para as análises de EAA, 250 ml da amostra foram transferidos para um bequer

de 400 ml e adicionados 5 ml de HNO3 PA concentrado. A amostra foi então evaporada

em chapa de aquecimento, sem ferver, até quase completa secagem. Permitia-se que

34

esfriasse e em seguida, adicionava-se mais 5 ml de HNO3 PA concentrado, cobria-se o

bequer com vidro de relógio e aumentava-se a temperatura da chapa de modo a se

manter um pequeno refluxo. O processo era repetido com a adição de ácido nítrico até

a completa digestão, indicada pela presença de um resíduo límpido. Adicionava-se

mais 2 ml de HNO3 PA concentrado para dissolver o resíduo; lavava-se as paredes do

bequer e completava-se o volume até 50 ml em balão volumétrico, com água

desmineralizada.

Para as análises de EC, o procedimento no preparo das amostras é o mesmo,

apenas substituindo-se o HNO3 PA concentrado, por HF ou HClO4.

Leva-se a amostra ao espectrofotômetro de absorção atômica no caso de Ca+2, Mg+2,

Fe+3, Zn+2, Cu+2 e Mn+2 ou espectrofotômetro de chama no caso do K+ e Na+.

Calibrava-se o aparelho de acordo com a curva padrão de cada elemento e lia-se a

amostra.

A sensibilidade da análise por EC é de 5.0 para o Na+ e de 10.0 µg l-1 para o K+.

As sensibilidades dos métodos por EAA para os elementos analisados são de 50.0 µg l-

1 para o Ca+2; 10.0 µg l-1 para o Mg+2; 10.0 µg l-1 para o Fe+3; 10.0 µg l-1 para o Zn+2;

20.0 µg l-1 para o Cu+2 e 50.0 µg l-1 para o Mn+2.

5.3 BIOMONITORAMENTO

O biomonitoramento foi realizado a partir de coleta de macroalgas perifíticas do

gênero Batrachospermum spp. (Divisão Rodophyta), segundo metodologia proposta por

Kelly & Whitton (1994). As amostras foram obtidas por raspagem de rochas ou com

auxílio de pinça, de material submerso (rochas, sedimentos ou galhos), recebendo luz

suficiente para manter visíveis comunidades algais nos pontos de amostragem.

O material foi coletado e transferido para frascos de vidro contendo FAA (10 ml

de formaldeído 40%, 5 ml de ácido acético glacial, 50 ml de etanol 95% e 35 ml de

água) que ajuda a manter estruturas delicadas. A freqüência para biomonitoramento foi

trimestral. Nesse material foi medido o comprimento e contados os pêlos algais em

microscópio ótico, com aumentos de 100 e 400 vezes.

35

5.4 VAZÃO

Os valores de vazão foram obtidos a partir do tratamento de dados coletados em

duas estações limnéticas, instaladas uma em cada micro-bacia de monitoramento.

Estas estações construídas em concreto, são compostas de vertedouro em V, com

ângulo de abertura de 53,13º (Figura 3). Os equipamentos de medição (tubo de aço

vazado) são localizados a 40 cm a montante os vertedouros. Os sensores medem a

altura e temperatura da lâmina d’água sobre o vertedouro. A altura é obtida pela

variação na pressão que coluna d´água exerce sobre o sensor da marca Solinst,

modelo Levelogger®, o qual é referenciado por um equipamento de medição de

variação de pressão atmosférica da marca Solinst, modelo Barologger®. A obtenção de

dados de pressão de coluna d´água, é realizada com freqüência de leitura em intervalos

de 10 segundos. A obtenção do conjunto de dados de leitura é realizada com

periodicidade de 15 dias, para a qual é utilizado um módulo de memória Solinst

Leveloader®, onde os dados são coletados e transportados para armazenamento em

base computacional, sendo posteriormente tratados com o programa Levelogger®

Software, obtendo-se assim os dados de vazão segundo a seguinte fórmula (USGS,

1993):

( ) 2/5kh2

tan C 4,28Q +÷øö

çèæ=q

Onde: Q = vazão (ft3 seg-1); C= coeficiente de vazão; q= ângulo do vertedouro (graus); h = altura da lâmina de água (nível em ft); K = fator de correção (mft) da borda do vertedouro C = 0.607165052 - 0.000874466963 q + 6.10393334x10-6 q2 k (ft) = 0.0144902648 - 0.00033955535 q + 3.29819003x10-6 q2 - 1.06215442x10-8 q3

Onde : q é o ângulo do Vertedouro em graus

36

A vazão é convertida de pés-cúbicos por segundo (ft3 seg-1), para L seg-1,

dividindo-se o resultado da equação por 0,0002832. Após a conversão, a vazão foi

normatizada para vazão específica (L seg-1 km2), para se abstrair as diferenças entre as

áreas das bacias.

Figura 3 - Vertedouros para medição automática da vazão. A direita, vertedouro da micro-bacia agrícola.

A esquerda, vertedouro da microbacia florestal, mostrando o abrigo do medidor eletrônico de vazão.

Os dados de vazão foram registrados para os meses de maio a outubro de 2005,

por problemas com os equipamentos de amostragem de campo, acarretados por uma

forte chuva que danificou os medidores de vazão.

5.5 - METODOLOGIA DAS ANÁLISES ESTATÍSTICAS

Os resultados do presente estudo foram tratados com estatística descritiva, além

disso, foi verificada a homogeneidade da variância na distribuição dos dados pelo teste

de Shapiro Wilks (Teste W). A avaliação do teste foi feita adotando-se o nível de

significância de 5% (p=0,05). Como alguns resultados encontrados seguiram o padrão

de distribuição não normal, utilizou-se outros testes adequados a cada teste de

hipóteses.

37

Os testes de variação espacial foram tratados como não-paramétricos, pois, as

amostras não possuem números iguais de observações. Além disso, esse tipo de

análise diminui as chances de erro. Assim, para determinar as diferenças para cada

variável físico-químicas, entre os diferentes usos do solo (variação espacial), foi

utilizado o teste de Mann-Whitney, adotando o nível de significância de 5% (p=0,05),

sendo testadas as seguintes hipóteses:

H0: O tipo de uso e ocupação do solo, como áreas de pecuária extensiva e

eucalipto, não influenciaram as variáveis físico-químicas da qualidade da água.

H1: O tipo de uso e ocupação do solo, como áreas de pecuária extensiva e

eucalipto, influenciaram as variáveis físico-químicas da qualidade da água.

Para avaliar se algumas variáveis apresentavam correlações entre si, foi utilizado

o teste de correlação de Pearson, que permite as seguintes interpretações: i) valores

próximos ou iguais a zero apontam ausência de correlação; ii) correlações positivas

indicam que as variáveis analisadas são diretamente proporcionais; enquanto que, iii)

as correlações negativas indicam uma relação inversamente proporcional entre os

dados.

6 RESULTADOS E DISCUSSÃO

A tabela 4 apresenta os resultados do teste de normalidade ShapiroWilks para as

variáveis de qualidade de água analisadas nas microbacias CAB1 e VBR2.

A estatística descritiva para ambas as micro-bacias estudadas, pecuária

extensiva e florestal são apresentados a seguir, na tabela 5.

38

Os resultados alcançados com o teste não-paramétrico Mann-Whitney para as

variáveis mensuradas nesse trabalho, estão apresentadas na tabela 6.

Tabela 4 – Resultados do teste de Normalidade Shapiro Wilks (Teste W) para as variáveis de qualidade

de água das microbacias CAB1 e VBR2.

W p W pTEMP 0,952111 0,323475 0,958091 0,425922

O2 0,911936 0,044874 0,936694 0,152560SAT 0,904758 0,031722 0,963231 0,531607PH 0,930001 0,109373 0,951642 0,316390

COND 0,771257 0,000138 0,797271 0,000347REDOX 0,974230 0,788746 0,947784 0,263074ALCAL 0,961680 0,523900 0,976620 0,841300

SS 0,783110 0,000200 0,673400 0,000000TUR 0,873830 0,007600 0,869710 0,006300

CIANO 0,873810 0,007600 0,900040 0,025300N_TOT 0,890420 0,016100 0,861830 0,004500N_NO3 0,804490 0,000500 0,831400 0,001300N_NO2 0,933960 0,133200 0,967060 0,619000N_NH4 0,933660 0,131200 0,904950 0,032000N_ORG 0,866420 0,005500 0,855820 0,003500P_PO4 0,758790 0,000100 0,491000 0,000000P_TOT 0,742170 0,000100 0,815970 0,000700P_ORG 0,726450 0,000000 0,842780 0,002000

K+ 0,939630 0,176400 0,832790 0,001300Na+ 0,832160 0,001300 0,904450 0,031300

Ca++ 0,427540 0,000000 0,945830 0,239300Mg++ 0,951610 0,315900 0,755380 0,000100Zn++ 0,311770 0,000000 0,245180 0,000000Cu++ 0,421060 0,000000 0,850370 0,002800Fe++ 0,311440 0,000000 0,545270 0,000000Mn++ 0,538840 0,000000 0,542560 0,000000

VariáveisCerrado (CAB1) Eucalipto (VBR2)

39

Tabela 5 – Resultados da estatística descritiva realizada para as variáveis de qualidade de água das microbacias CAB1 e VBR2.

Tabela 6 – Resultados do teste não paramétrico Mann-Withiney (Teste H) para as variáveis de qualidade de água das microbacias CAB1 e VBR2.

Variáveis Média Mediana Minimo Maximo Variação Variância Desvio Padrão Variáveis Média Mediana Minimo Maximo Variação Variância Desvio PadrãoTEMP (ºC) 23,412 24,000 19,000 30,590 13,490 16,818 0,855 TEMP (ºC) 23,370 23,900 18,180 29,600 16,080 20,031 0,933O2 (mgL-1) 4,422 4,580 2,540 6,550 4,390 1,394 0,246 O2 (mgL-1) 5,292 5,520 2,200 7,560 5,360 1,893 0,287

SAT (%) 68,891 67,700 33,000 112,000 79,000 306,934 3,653 SAT (%) 60,352 61,000 22,100 100,500 78,400 272,073 3,439PH 6,953 6,960 6,400 8,700 2,654 0,340 0,122 PH 7,020 6,956 6,300 7,900 1,699 0,217 0,097

COND (MS) 137,329 120,679 104,000 229,500 125,500 825,534 5,991 COND (MS) 154,880 120,364 91,000 343,000 252,000 3463,988 12,272REDOX (mV) 68,057 55,430 -215,000 296,000 511,000 18346,480 28,243 REDOX (mV) 17,500 13,000 -289,000 165,000 520,050 13484,915 24,214

ALCAL 0,960 0,885 0,044 1,290 1,641 0,130 0,360 ALCAL 1,128 1,110 0,320 1,420 1,391 0,107 0,327SS 1,566 0,760 0,220 5,880 5,997 3,006 1,734 SS 1,333 0,760 0,090 0,920 8,492 5,838 2,416

TUR 19,741 15,380 0,690 60,420 59,880 314,907 17,746 TUR 17,157 12,610 3,030 47,730 44,700 192,908 13,889CIANO 285,043 233,000 26,000 884,000 858,000 55098,589 234,731 CIANO 243,522 206,000 53,000 647,000 594,000 29841,988 172,748N_TOT 3,567 2,592 1,410 6,920 8,593 6,435 2,537 N_TOT 4,251 2,940 0,920 8,442 7,522 7,622 2,761N_NO3 0,197 0,107 0,030 0,810 0,806 0,044 0,209 N_NO3 0,202 0,170 0,040 0,550 0,529 0,029 0,171N_NO2 0,407 0,350 0,180 0,680 0,726 0,045 0,213 N_NO2 0,454 0,430 0,180 0,640 0,819 0,051 0,227N_NH4 0,617 0,563 0,150 0,750 0,954 0,059 0,243 N_NH4 0,530 0,420 0,120 0,990 1,080 0,118 0,344N_ORG 2,586 1,755 0,160 4,130 8,183 6,369 2,524 N_ORG 3,065 1,670 0,160 6,710 7,360 7,255 2,694P_PO4 0,072 0,034 0,010 0,320 0,316 0,007 0,083 P_PO4 0,059 0,030 0,020 0,480 0,477 0,009 0,097P_TOT 0,552 0,390 0,090 2,550 2,460 0,287 0,536 P_TOT 0,271 0,120 0,060 0,700 0,875 0,076 0,276P_ORG 0,482 0,385 0,010 2,460 2,450 0,270 0,520 P_ORG 0,214 0,089 0,000 0,750 0,750 0,053 0,229

K 2,929 2,910 1,750 4,840 3,450 1,052 1,026 K 3,156 3,456 0,150 4,620 4,470 1,366 1,169Na 6,072 4,963 1,950 22,780 22,432 24,346 4,934 Na 4,788 4,340 3,570 10,120 9,854 11,307 3,363Ca 10,617 8,452 1,210 13,520 99,790 404,222 20,105 Ca 6,815 6,780 5,660 14,420 17,195 21,828 4,672Mg 1,428 1,557 0,430 3,460 3,360 0,717 0,847 Mg 1,898 1,750 1,140 6,910 6,620 1,752 1,324Zn 0,071 0,030 0,000 0,910 0,910 0,034 0,184 Zn 0,118 0,021 0,000 2,120 2,120 0,191 0,437Cu 0,012 0,009 0,000 0,120 0,120 0,001 0,024 Cu 0,007 0,007 0,000 0,030 0,030 0,000 0,008Fe 13,219 3,231 0,220 198,360 198,140 1661,165 40,757 Fe 3,954 0,425 0,010 34,110 34,103 66,605 8,161Mn 0,451 0,230 0,030 3,190 3,169 0,573 0,757 Mn 0,764 0,180 0,090 5,340 5,332 1,906 1,381

Cerrado (CAB1) Eucalipto (VBR2)

N_TOT N_NO3 N_NO2 N_NH4 P_TOT P_PO4 P_ORG TEMP O2 SAT pH COND REDOX ALCAL SSSoma dos ranks Eucalipto 521 471 561 451 522 531 532 538 532 461 566 540,5 479 606 495Soma dos ranks Cerrado 545 560 320 542 525 425 398 543 549 620 515 540,5 602 429 540p 0,097680 0,458291 0,064189 0,081024 0,021547 0,053241 0,041678 0,965299 0,082627 0,080725 0,586214 1,00 0,181978 0,082369 0,813398p-level 0,091326 0,547912 0,070131 0,076312 0,024177 0,059913 0,047207 0,956196 0,080641 0,082627 0,575302 1,00 0,176671 0,080414 0,802772Número de observação Eucalipto 12 12 12 12 12 12 12 12 12 12 12 12 12 11 12Número de observação Cerrado 12 12 12 12 12 12 12 12 12 12 12 12 12 12 12

Teste Mann-Whitney

40

6.1 TEMPERATURA DA ÁGUA

A temperatura de corpos d’água é o resultado líquido de uma variedade de

processos de transferência de energia, incluindo as entradas de radiação, evaporação,

convecção, condução e advecção (BROWN, 1983). A temperatura de rios e lagos

reflete a mudança sazonal na radiação líquida e as mudanças diárias na temperatura

do ar. Esses padrões de entrada de energia podem ser modificados por características

dos rios, tais como a velocidade do fluxo, profundidade e entrada de água superficial e

sub-superficial. Tipicamente, as temperaturas em rios atingem o máximo no final da

tarde, e a temperatura mínima ocorre pouco antes do amanhecer. O padrão de

temperatura em rios tropicais segue a pequena variação na radiação solar, com alguns

dias de atraso (BROWN, 1983; DALLAS, 2008).

A temperatura possui uma íntima relação com os usos designados da água, uma

vez que, um aumento na temperatura da água se traduz em um aumento da atividade

biológica. Em termos médios, um aumento de 10°C, dobra a taxa metabólica da biota

aquática. Eclosão de ovos de peixes e subseqüente desenvolvimento dos alevinos

parecem estar ligados à temperatura da água (TAVARES, 1995). Um aumento da

temperatura durante o verão, como resultado de uma operação de colheita florestal

pode afetar o metabolismo de vários organismos aquáticos. Se nos lembrarmos que,

nos países tropicais, as temperaturas das águas são elevadas em comparação com

aquelas de países temperados – o que diminui o teor de oxigênio dissolvido – podemos

ter idéia de como os pequenos cursos d’água são dependentes da sombra do dossel

para manter sua saúde ecológica (ALLAN, 2004).

Outro efeito do aumento da temperatura sobre os ecossistemas aquáticos parece

estar relacionado entre NH4+ e NH3. Quanto maior a temperatura, mais NH3 deverá

estar presente em relação ao íon amônio.

A média de temperatura apresentou valores estatisticamente iguais para ambas

as micro-bacias (Tabela 5). A temperatura mais elevada 30,59ºC foi registrada em

CAB1 no mês de agosto de 2005, enquanto a micro-bacia VBR2 apresentou máxima de

41

29,6ºC em abril do mesmo ano, fato que pode ser atribuído à ausência de mata

ciliar em CAB1 (Figura 4).

Figura 4 – Valores da temperatura da água nas micro-bacias CAB1 (pecuária extensiva) e VBR2

(florestal), amostradas no ano de 2005.

º C

42

As atividades de manejo podem influenciar a temperatura da água de diversas

maneiras. A influência da cobertura florestal de plantios maduros sobre a temperatura

de corpos d’água de menor porte, principalmente córregos e ribeirões, pode ser vista

nas Figuras 5 e 6.

Figura 5 – Zonas de sombra em áreas com declive acentuado e plantios maduros.

Figura 6 – Zonas de sombra reduzidas devido ao corte raso de Eucalyptus próximos ao corpo d’água.

Eucalyptus

Corpo d’água

Mata ciliar

Zonas de Sombra

Corpo d’água

Mata ciliar

Zonas de Sombra

43

Estudos realizados no Estado de New York, por Tran, et. al., (2010) demostram

diferenças significativas de temperatura em áreas de floresta em relação a áreas

agropecuárias, fato atribuído a ausência de vegetação ripária.

Em muitas áreas de relevo acidentado e mata ciliar pouco desenvolvida, o plantio

florestal provê uma sombra substancial para os corpos d’água. Com o advento da

exploração ao longo dos cursos d’água ou na bacia de lagos pode aumentar a

incidência de radiação solar direta e, em conseqüência, aumentar os picos de

temperatura no verão. Sabará e Barbosa (2000) encontraram diferenças de até 6,5 °C

entre córregos sombreados e expostos ao sol, particularmente por volta das 16 horas.

Esses picos de temperatura são causados inteiramente pela incidência de

radiação de onda curta. Em conseqüência, as elevadas temperaturas de um corpo

d’água exposto não deverão retornar aos níveis pré – corte até que a bacia ou as

margens se tornem vegetadas novamente.

Nesse estudo, os cursos d’água em áreas de pecuária extensiva demonstraram

ter temperaturas mais altas que os córregos em áreas florestais. Os resultados sugerem

um efeito pronunciado da mata ciliar e do plantio de Eucalyptus sobre as temperaturas.

6.2 PH E POTENCIAL REDOX

Para propósitos práticos, o que interessa no valor de pH não é a concentração

de íons hidrogênio, mas a atividade química desses íons. Em soluções muito diluídas, a

atividade e concentração dos íons H+ podem ser muito parecidas. Isto é cada vez

menos verdadeiro, na medida em que outros íons são introduzidos na amostra. As

medidas comuns de pH são baseadas na atividade do íon hidrogênio {H+}, e não

medem diretamente a concentração desse íon (WHITTON, 2004). Dessa forma, não se

pode usar uma sonda de phâmetro de laboratório para se medir a concentração de íons

hidrogênio (pH) de córregos em áreas florestais, pois, esses ambientes tem

condutividade elétrica muito baixa, geralmente < 100 µS cm-1, e as sondas de pH em

laboratório são calibradas com soluções muito concentradas, o que as faz incapazes de

se ajustar às águas naturais (B. A. WHITTON comunicação pessoal).

44

Os usos designados da água tem forte relação com o pH que por sua vez tem

efeitos diretos e indiretos sobre a química e a biota de córregos e lagos. Uma variação

de pH entre 6 e 9 não é diretamente tóxica para peixes, mas um declínio no pH, de 6,5

para 5, resulta em uma progressiva diminuição na produção de ovos de peixes

(TAVARES, 1995). A emergência de certos insetos aquáticos, também declinam abaixo

de pH 6,5. A partir desses e outros dados, a Environmental Protection Agency (EPA),

dos E.U.A., recomenda que o pH de corpos d’água em áreas de silvicultura deve estar

entre 6,5 e 9,0 para proteger a vida aquática (MC DONALD et. al., 1991).

Entre os efeitos indiretos do pH sobre os ecossistemas aquáticos pode ser citado

o equilíbrio NH4+ / NH3. O íon amônio afeta o crescimento de peixes, em concentrações

acima de 250 µg/l. A DL50 é igual a 500 µg/l. Na verdade, são suas formas não

ionizadas (NH3, NH4OH, NH2OH), as responsáveis pela toxidez. Tais concentrações

são dependentes do pH. As relações entre o pH e as proporções de NH4+/NH3 são:

pH 6 ® 3000:1 -

pH 7 ® 300:1

pH 8 ® 30:1

pH 9.5 ® 1:1

Ou seja, a solubilidade do NH3 pode aumentar 10 vezes se o pH aumentar de 6

para 7. De forma similar, a solubilidade de muitos metais aumenta muito em pH abaixo

de 6, e isto é de importância crítica em áreas com altos níveis de metais pesados nos

sedimentos, como ocorre com o ferro, manganês e zinco nas águas de VBR2. O H2CO3

em águas saturadas pode estimular o intemperismo de rochas contendo Ca, Mg e K,

afetando, desse modo, o equilíbrio iônico da água (BRITO et. al., 2005; WETZEL,

1983).

A menor média de pH foi registrada para a micro-bacia CAB1 (6,95), enquanto a

micro-bacia VBR2 apresentou média de 7,02 (Tabela 5).

Nesse estudo, não foram registradas diferenças significativas para os valores de

pH nas áreas micro-bacias analisadas (Tabela 6). Apesar disso, nota-se uma variação

45

nos valores de pH registrados ao longo do ano para as micro-bacias analisadas (Figura

7). Nota-se que a partir do mês de agosto houve uma alteração desordenada nos

valores de pH, fato que pode ser atribuído ao início das chuvas que promove uma maior

entrada de matéria orgânica no ambiente aquático.

Figura 7 - Valores de pH na micro-bacias CAB1 e VBR2, amostrados no ano de 2005.

O pH da água responde às atividades de manejo da seguinte maneira: de uma

forma geral, a etapa do manejo florestal que pode afetar com maior grau de impacto o

pH é a exploração, seguida da fertilização. Esses efeitos são localizados e há uma

tendência do pH se recuperar com o tempo. O efeito mais comum é a entrada de

grandes quantidades de folhas, galhos finos e cascas, que produzem ácidos húmicos

durante a decomposição e/ou liberam polifenóis para a água. A entrada da matéria

orgânica pode ser proveniente tanto das atividades de manejo quanto de períodos de

maior precipitação. Outro efeito, é o aumento da demanda de O2 para a decomposição,

produzindo CO2, o qual gera ácido carbônico, baixando o pH da água (SABARÁ,

BARBOSA, 2000).

pH

46

O aporte de fertilizantes pode aumentar a variação diurna do pH, fazendo o

corpo d’água apresentar valores de pH altos (>8) durante o período da tarde, e baixos

valores (<6) antes do amanhecer. Os dois efeitos tendem a desaparecer e o pH tende a

retornar aos valores pré-corte em alguns dias ou semanas. No entanto, o ideal é que

não haja aporte de restos de exploração na água, bem como o uso de fertilizantes

solúveis, especialmente os fosfatados. Geralmente, os córregos florestais (incluindo

aqueles em mata natural) mostram uma leve tendência a ser mais ácidos. Mas, esse

padrão é natural devido ao aporte de material alóctone (STUMM, MORGAN, 1996).

A microbacia CAB1 apresentou o mais elevado valor de potencial redox (296

mV) enquanto VBR2 apresentou valor máximo de 289 mV), conforme tabela 6. Não

foram registradas diferenças significativas para potencial redox entre as microbacias em

estudo (Tabela 6), e que, dessa maneira, os resultados sugerem que as águas de

ambas as microbacias estudadas possuem capacidade de oxidar boa parte dos

elementos presentes na coluna d’água. Os valores de potencial redox registrados para

ambas microbacias são demonstrados na figura 8.

Figura 8 - Valores de Potencial Redox nas micro-bacias CAB1 (pecuária extensiva) e VBR2 (florestal),

amostrados no ano de 2005.

mV

47

6.3 ALCALINIDADE TOTAL

A alcalinidade da água ocorre basicamente devido à presença de sais de ácidos

fracos e/ou a bases fortes ou fracas. Sendo a alcalinidade da água a medida da sua

capacidade para neutralizar ácidos, ou como refletindo a sua capacidade protônica

(Peixoto, 2008).

Embora do ponto de vista sanitário a alcalinidade não tem significado relevante,

em as águas de alta alcalinidade a associação com pH elevado, excesso de dureza e

de sólidos dissolvidos, no conjunto, acabam sendo prejudiciais (Peixoto, 2008).

A micro-bacia CAB1 apresentou média de alcalinidade igual a 0,96µS/cm,

enquanto VBR2 apresentou média de 1,128 µS/cm (Tabela 5). Não houve diferença

significativa entre os resultados de alcalinidade para as micro-bacias estudadas (Tabela

6). A figura 9 mostra os valores de alcalinidade registrados para ambas as micro-bacias

em estudo.

Figura 9 - Valores de Alcalinidade Total nas micro-bacias CAB1 (pecuária extensiva e VBR2 (florestal),

amostrados no ano de 2005.

48

6.4 CONDUTIVIDADE ELÉTRICA

Condutividade (ou condutividade específica) refere-se à habilidade de uma

substância em conduzir corrente elétrica. A unidade moderna é o µS cm-1 (micro

Siemens por cm). A unidade antiga (µmhos cm-1) é recíproca à atual, sendo que cada

103 µS cm-1 (1 miliSiemens cm-1), vale 0.1 µmhos cm-1 (LAMPARELLI, 2004). Para se

ter idéia de valores, a água potável que é distribuída em Montes Claros possui

condutividade em torno de 160 µS cm-1. A água mineral pode atingir 1500 µS cm-1, e a

água destilada no Laboratório de Pesquisas Ambientais do Unileste tem 2 µS cm-1 de

condutividade.

A condutividade é uma indicação do número de íons dissolvidos na água. Isso a

faz muito útil para uma avaliação rápida avaliação da qualidade da água para

abastecimento público e para o monitoramento de poluição. Freqüentemente se pode

estabelecer uma relação linear entre a condutividade e as principais espécies iônicas

na água. Usando-se a condutividade como uma estimativa da concentração desses

íons, pode-se reduzir muito trabalho de laboratório, e assim, facilitar o trabalho de

monitoramento (BAYLEY, 1992).

A condutividade é no mínimo tão útil como os Sólidos Totais Dissolvidos (STD),

para a avaliação do efeito de diversos íons sobre o equilíbrio químico, taxas de

corrosão, etc. Em muitos casos, STD - expressos mg L-1 - podem ser estimados

multiplicando-se a condutividade por um fator empírico. Para águas naturais, este fator

está entre 0.56 e 0.96, com a maioria dos fatores caindo entre 0,56 e 0,77

(MARGALEF, 1983).

Para as águas naturais pesquisadas a condutividade elétrica demonstrou valores

mais baixos em VBR2 (91,9µS/cm em março de 2005 e 92,3 µS/cm em setembro do

mesmo ano), enquanto CAB1 registrou menor valor (104 µS/cm) em dezembro de 2005

(Figura 8).

As micro-bacias estudadas não apresentaram diferenças significativas para os

valores de condutividade elétrica (Tabela6), entretanto a entrada de produtos da

decomposição de material orgânico fecal de animais domésticos é mais provável causa

49

da maior condutividade na bacia agropecuária (229 µS cm -1 em janeiro e 182 µS cm -1

em outubro de 2005), conforme figura 10.

Figura 10 - Valores de Condutividade Elétrica nas micro-bacias CAB1 (pecuária extensiva) e VBR2

(florestal), amostrados no ano de 2005.

Tran, et. al. (2010), identificaram mais baixos valores de condutividade,

aproximadamente 50 µS cm -1, em rios cercados por florestas quando comparados aos

resultados de rios cercados por agricultura (103 µS cm -1).

Os valores elevados de condutividade elétrica (altos valores correspondem a CE >

100 µS cm-1) registrados para ambas as micro-bacias estudadas não possui,

aparentemente, nenhum efeito para seus usos designados. A relativa insensibilidade da

biota aquática à condutividade elétrica é ilustrado pela ausência de critérios do

CONSELHO NACIONAL DO MEIO AMBIENTE, em sua Resolução 357/05, para essa

variável.

50

Estudos sugerem que as atividades de manejo florestal podem refletir nos valores

de condutividade elétrica uma vez que o corte do plantio e o subseqüente uso do fogo

para limpar o solo aumenta a condutividade elétrica dos córregos drenando as sub-

bacias cortadas, entre 50 e 90% (MCDONALD et. al., 1991). Outros estudos tem

mostrado que a colheita florestal sem fogo tem fracos efeitos sobre a condutividade

(HARR, FREDRIKSEN, 1988). Como não se usa fogo nas atividades de manejo

florestal, na área em estudo, e no período de coleta não foi realizado corte da

vegetação, pode-se sugerir que, pelo menos em termos de íons entrando na água, a

bacia florestal é mais conservativa.

6.5 OXIGÊNIO DISSOLVIDO E SATURAÇÃO DE OXIGÊNIO

O oxigênio dissolvido (O.D ou O2 aq.) é a segunda coisa mais importante em um

rio ou lago, depois da água (WETZEL, 1983). A capacidade de dissolução do O.D. na

água é inversamente proporcional à temperatura e à pressão da atmosfera (pressão em

ATM).

Na verdade, a concentração de O.D. depende não somente da temperatura e da

pressão atmosférica. Há fontes e sumidouros de O.D. dentro dos ecossistemas

aquáticos. Para os córregos, a fonte mais importante é a fotossíntese por algas e

macrófitas completamente submersas. Há também a reaeração quando a água passa

por uma corredeira ou cachoeira. Os sumidouros principais são a respiração e a

demanda bioquímica de oxigênio (DBO), causada pela matéria orgânica particulada e

dissolvida na água (ALLAN, 1995; LUCAS et. al., 2010).

Em geral, os córregos de áreas florestais tem temperaturas mais baixas, rápida

reaeração e baixos valores de DBO. Desse modo, as concentrações de O2 estão

próximas, ou na saturação. A situação muda quando o córrego é privado de sua mata

ciliar. A temperatura da água aumenta e, em conseqüência, a quantidade de O.D. que

se dissolve na água é menor. Para se ter idéia, a 20ºC , a solubilidade do O.D. na água,

sob pressão de 700 mmHg (650 m de altitude) é de 8,3 mg O2 L-1 . A 29ºC, na mesma

51

pressão, a solubilidade cai para 7,0 mg O2 L-1 (LUCAS et. al., 2010; PINTO et. al.,

2009).

Vários filos de organismos dependem diretamente do O.D. na água. Os mais

conhecidos são os peixes e suas formas jovens. Mas também seus ovos são

dependentes do oxigênio dissolvido. Moluscos, anfíbios e formas larvais de insetos

também não podem sobreviver em córregos ou lagos anóxicos. A Tabela 7 mostra os

limites para a concentração de O.D. em função dos organismos aquáticos (MCDONALD

et. al., 1991).

Tabela 7 - Limites de concentrações de O2 dissolvido para peixes e invertebrados (TAVARES, 1995).

PEIXES A – Estágios iniciais da vida Oxigênio Dissolvido (mg L-1)

Sem impedimentos ao crescimento populacional

6,5

Leve impedimento ao crescimento populacional

5,5

Moderado impedimento ao crescimento populacional

5

Forte impedimento ao crescimento populacional

4,5

Limite para evitar mortalidade 4

B – Outros estágios de Vida Oxigênio Dissolvido (mg L-1) Sem impedimentos ao crescimento populacional

6

Leve impedimento ao crescimento populacional

5

Moderado impedimento ao crescimento populacional 4

Forte impedimento ao crescimento populacional 3,5

Limite para evitar mortalidade 3 INVERTEBRADOS Oxigênio Dissolvido (mg L-1)

Sem impedimentos ao crescimento populacional 8

Moderado impedimento ao crescimento populacional 5

Limite para evitar mortalidade 4

Para a pesca, a Tabela 7 estabelece que a concentração de mínima para causar

uma diminuição mínima no crescimento da população em níveis que garantam a

estoque pesqueiro é de 5,5 mg L-1. Concentrações abaixo desse limite devem causar

52

depleção na população de peixes. Para os estágios juvenis, 6 mg O2 L-1 são

necessários para que um grande número de alevinos atinja a idade adulta.

A menor média de O.D. foi registrada em CAB1 (4,42 mg/L), enquanto VBR2

registrou média de 5,29 mg/L. A menor concentração de oxigênio dissolvido (2,20 mg/L)

foi registrada em VBR2 em dezembro de 2005, bem como o valor de saturação de O.D.

(22,1%), entretanto a micro-bacia CAB1 também registrou situações de hipóxia,

ressaltando os meses de julho e novembro de 2005 (2,54 mg/L e 3,10mg/L,

respectivamente), conforme tabela 6.

O córrego florestal (VBR2) não apresentou limitações para peixes, com

saturações médias de 60,35 % e concentração média de 5,292 mg O2 L-1 . O córrego

pecuária extensiva apresentou média de saturação de O.D. igual a 68,89 % (tabela 5).

No entanto, houve situações em que a saturação de oxigênio dissolvido no córrego

CAB1 caiu abaixo de 4 mg O2 L-1 (Figura 11). Isso se deveu às temperaturas mais

elevadas nesses ambientes, o que diminui a quantidade de oxigênio dissolvido. Picos

de temperatura durante o verão, podem causar mortandade de peixes adultos ou de

suas fases jovens, nesses ambientes.

Trabalhos recentes (TRAN, et. al., 2010; LI et. al., 2009), demonstram que a

ausência de vegetação ripária contribui para o carreamento de material alóctone que

aumenta a decomposição e portanto, o consumo de oxigênio dissolvido na água.

53

Figura 11 – A) Concentração de O2 dissolvido (mg / L) e B) Saturação de oxigênio(%)em ambas micro-

bacias estudadas, amostradas no ano de 2005.

A

B

54

A entrada de matéria orgânica particulada fina (MOPF), entre 100 e 0,5 µm,

resultante da exploração florestal, pode causar significativa redução nas concentrações

de O.D., principalmente em córregos de 1ª ordem e pequenas lagoas (MACDONALD et.

al., 1991). MOPF é mais fácil de ser decomposta aerobiamente por bactérias e, desse

modo, deplecionar o oxigênio. Ela é o resultado do fracionamento mecânico de folhas,

galhos finos e cascas. O vento e o escoamento superficial, especialmente esse último,

são os veículos para a entrada da MOPF nos córregos e lagoas (LIMA, 1993; SABARÁ

et. al., 2007).

A matéria orgânica particulada grossa (MOPG), tem a mesma origem, porém,

não sofre quebra antes de atingir os ecossistemas aquáticos. A resposta do ambiente é

mais lenta no início. Quando o fracionamento na coluna d’água se torna maior, o

consumo de oxigênio também aumenta (GRAÇA et. al., 2001).

É normal que haja aporte de MOPF e MOPG em cursos d’água de menor ordem,

onde são considerados o principal aporte de energia para mover os ciclos biológicos

aquáticos (PAUL, HALL, 2002). O desequilíbrio entre o índice P/R (produção de O2 /

Respiração aeróbia), ocorre quando a quantidade de MOPF e MOPG a ser consumida

(respirada) excede a produção de oxigênio via fotossíntese ou reaeração pela

atmosfera. Hall et. al., (2001), relatam que a produção de oxigênio via fotossíntese, em

rios de 1ª a 3ª ordens é muito baixa devido ao sombreamento e limitação no

crescimento de algas, pela escassez de nutrientes.

São poucos os relatos de severas depleções no teor de oxigênio dissolvido em

córregos de áreas florestais. Sabará (1999), mostrou uma grande diminuição no teor de

O.D. de uma nascente, em função da entrada de galhos e folhas de Eucalyptus grandis.

Mas, as condições pré-corte se restabeleceram rapidamente.

A verdade é que manejos florestais que evitam a entrada de grandes

quantidades de serrapilheira nos córregos drenantes, dificilmente terão problemas com

concentrações de oxigênio dissolvido. Mas, também é verdade que as condições de

temperaturas elevadas na maior parte do ano (> 25°C) e altitudes elevadas (acima de

500 m) limitam bastante o teor de O.D. na maioria dos córregos da área florestal em

estudo (DELONG, 1993; FENNESSY, et. al., 1994; LIMA, 1993; SABARÁ et. al., 2007).

55

Dessa forma, recomenda-se um especial cuidado com colheitas em áreas de

córregos de 1ª a 3ª ordens. Todo o material orgânico detrital gerado nas operações de

colheita deve ser mantido longe dos córregos, lagos e represas. Em resumo as

condições que contribuem para baixas concentrações de O.D. em córregos dentro de

plantios florestais são: baixas vazões, temperaturas altas do ar e da água, entrada de

matéria orgânica detrital e altas taxas de respiração (DBO), especialmente nos

sedimentos.

O mesmo raciocínio serve para brejos associados à córregos e lagos florestais,

os quais, apesar da pequena lâmina d’água, tem que produzir água com boa saturação

de oxigênio dissolvido para os ecossistemas aquáticos de áreas alagadas. A tendência

da água produzida por esses ambientes é ter caráter ácido (pH entre 5 e 5,5), grande

concentração de MOD, na forma de ácidos húmicos, coloração escura e baixa

alcalinidade. No entanto, são ambientes cruciais para rios e lagos devido à produção de

MOP para os organismos rio – abaixo, provimento de locais de acasalamento, refúgio

contra predadores e nidificação, além de melhorar a qualidade da água recebida a

montante, com diminuição nas concentrações de fósforo e nitrogênio totais (GILLIAN,

1994; HARDING, WINTERBOURN, 1995;).

6.6 NITROGÊNIO

O nitrogênio em ecossistemas aquáticos pode ser dividido em três grandes

categorias: Nitrogênio Inorgânico Dissolvido (NID) e Nitrogênio Orgânico Dissolvido

(NOD) e Nitrogênio Orgânico Particulado (NOP). Essas três formas se somam para

formar o Nitrogênio Total (NT). As principais formas que causam problemas de

eutrofização e contaminação em ecossistemas aquáticos são originadas do NID : íon

amônio (NH4+), nitrito (NO2

-), nitrato (NO3-) e, sob certas condições de pH muito básico,

a amônia deionizada (NH3-). O NOD está ligada principalmente à proteínas, enzimas e

aminoácidos livres na coluna d’água, como resultado da decomposição de matéria

orgânica particulada e lise celular (ESTEVES, 1998; TUNDISI, TUNDISI, 2008).

Em ecossistemas terrestres, muito do nitrogênio do solo é associado com a

matéria orgânica e é relativamente imóvel. A mineralização do NOP usualmente

56

converte esse a NH3. O íon amônio (NH4+) é a forma solúvel e pode ser usada pelos

vegetais, perdida através de lixiviação, oxidada a nitrato, ou fixada por reações de troca

no solo (LEPISTO et. al., 1995; RANZINI, LIMA, 2002).

Em ecossistemas aquáticos, as formas inorgânicas de nitrogênio (NID), estão

sujeitas à muitas das mesmas transformações e processos como nos ecossistemas

terrestres. Para os ecossistemas aquáticos sem poluição por esgotos e com suficiente

oxigênio, o nitrato é a forma predominante. O íon amônio também é rapidamente

assimilado pela microflora aquática, por ser energeticamente mais vantajoso. Cerca de

oito vezes mais nitrogênio do que fósforo é requerido pelas plantas aquáticas e algas. O

nitrogênio, pois, limita a eutrofização se sua concentração é oito vezes menor que a do

fósforo na água (ALLAN, 1995; TUNDISI, 2003).

Certos compostos de nitrogênio podem ter efeitos tóxicos em concentrações

relativamente baixas. Nitrato em concentrações de 10 mg NO3- - N L-1 produz a

metahemoglobina, uma forma inoperante da hemoglobina e pode ser fatal por matar

crianças por insuficiência de oxigênio. Para a vida aquática, as concentrações de NH4+

que causam mortandade em peixes são da ordem de 0,5 mg NH4+ - L-1. Por outro lado,

o nitrogênio é um nutriente essencial e sua ausência causa um decréscimo na

produção primária (algas) e secundária (invertebrados), que formam a base das cadeias

alimentares aquáticas (TAVARES, 1995).

A entrada de MOP e o aporte de NID de montante se somam à fixação biológica

na coluna d’água. Nesse último caso, a presença de algas cianofíceas é de

fundamental importância. A capacidade de fixar o N2 dissolvido na água lhes dá uma

vantagem competitiva sobre as demais espécies de fitoplâncton.

Nos córregos pesquisados encontraram-se médias de 0,617 mg NH4+ L-1 no

córrego drenado por pecuária extensiva e 0,530 mg NH4+ L-1 no córrego em área

florestal (Tabela 6). A razão para tais resultados pode estar na menor oxigenação dos

córregos de pecuária extensiva, o que dificulta sua passagem para nitrito e nitrato, e a

entrada de NOD, particularmente uréia e fragmentos de fezes de animais domésticos.

Os valores das formas de nitrogênio inorgânico registrados para ambas micro-

bacias estudadas são demonstrados na figura 12.

57

Figura 12 - Concentrações das formas de Nitrogênio Inorgânico. A) Micro-bacia Pecuária extensiva e B)

Micro-bacia Florestal, amostradas no ano de 2005.

A

B

58

Os valores das formas de nitrogênio orgânico registrados para ambas micro-

bacias estudadas são demonstrados na figura 13.

Figura 13 - Concentrações das formas de Nitrogênio Total e Orgânico. A) Micro-bacia Pecuária extensiva

e B) Micro-bacia Florestal, amostradas no ano de 2005.

A

B

59

A mata ciliar tem um papel crítico nas transformações do nitrogênio, na medida

que condições aeróbias e anaeróbias se fazem presentes. Um estudo de Hornbeck et.

al., (1997), sugere que os ecossistemas ripáricos são importantes áreas de

desnitrificação. Por outro lado, leguminosas podem adicionar nitrogênio ao corpo

d’água. Os plantios de arroz irrigado são grandes fontes de NID, devido ao crescimento

de algas cianofíceas (WETZEL, 1983).

Uma hipótese é que os ecossistemas ciliares das áreas de plantio podem estar

agindo como fontes de NH4+, devido à redução do nitrato e fixação de N2 atmosférico

por algas que crescem em abundância nessas áreas. Por outro lado, a área de

pecuária extensiva não possue áreas alagadas em tamanho significativo, sendo que a

mata ciliar deve ajudar a manter boas condições de aeração do solo, garantindo assim

a oxidação do íon amônio a nitrato (ARHEIMER, et. al., 1996).

As atividades de manejo florestal podem alterar muitas partes do ciclo do

nitrogênio, sendo difícil generalizar sobre a colheita, plantio, erosão e abertura de

estradas (MCDONALD, 1991). A exploração florestal pode aumentar as concentrações

das formas de nitrogênio. Na Columbia Britânica, por exemplo, a exploração aumentou

a concentração de nitrato por um fator de 2, pela entrada de NOP nas águas

(SCRIVENER, 1988). Parece que os maiores impactos descritos pela literatura se

referem a sítios que foram queimados pré ou pós – colheita. Quando não há uso de

fogo, o aumento de nitrogênio dissolvido é pequeno (MCDONALD et. al., 1991).

Entretanto, não se pode desprezar os aportes de NOP. Folhas, cascas e galhos finos

podem entrar em grande quantidade em um ecossistema aquático. Sabará (1994),

registrou um aporte de 200 Kg de NOP ano-1 para um lago cercado por Eucalyptus spp.,

na região do médio rio Doce.

Os resultados sugerem que o córrego drenando Eucalyptus possui maiores

concentrações médias de N – Total, em relação às concentrações médias do córrego

drenado por pecuária extensiva. Novamente, sugere-se que as razões para tal

comportamento são de natureza biológica, tendo mais relação com o bom estado de

conservação das áreas alagadas dentro dos plantios de Eucalyptus, do que com o

manejo florestal. Na Figura 14 é mostrado um exemplo de uma colônia de

60

Cianobactérias do gênero Anabaena sp., crescendo dentro de um córrego em área

florestal em Bocaiúva.

Figura 14 – Colônia de Anabaena sp. (Cianobactéria), crescendo em trecho aberto de um córrego florestal. As áreas verdes são onde os filamentos estão em maior densidade.

A produção de NH4+ por essas algas pode explicar o elevado teor de nitrogênio

encontrado no córrego florestal nos meses de julho e agosto de 2005 (0,99 e 0,92 mg/L,

respectivamente). Já no córrego de pecuária extensiva, o intenso uso do solo e a maior

turbidez da água na época de crescimento das algas (março a setembro) podem estar

impedindo o crescimento de grandes colônias de algas fixadoras de nitrogênio e dessa

maneira promover eventos de baixas concentrações de NH4+ (0,15 E 0,22mg/L em abril

e e julho de 2005, respectivamente). Populações de algas planctônicas fixadoras de N2

dissolvido na água (e.g. Nostoc spp), e dessa maneira, o N2 é primariamente

acumulado como íon amônio (LEE, 1989).

6.7 FÓSFORO

A separação do fósforo é mais simples que a do nitrogênio. O fósforo em

ambientes aquáticos pode ser encontrado ligado a matéria orgânica detrital (MOD) em

partículas > 0,45 µm, matéria orgânica viva ou em moléculas orgânicas dissolvidas.

Essas três formas são chamadas de Fósforo Orgânico. As formas inorgânicas de

fósforo derivam do H3PO4 e dependem do pH do meio (BORMANN, LIKENS, 1996;

ESTEVES, 1998). O fósforo dissolvido é encontrado quase que exclusivamente na

forma de íons fosfato, que se liga prontamente com outros íons. Somente essa forma

61

está prontamente disponível para as algas, bactérias e macrófitas. Os valores das

formas de fósforo são apresentadas na figura 15.

Figura 15 - Concentrações das formas de Fósforo. A) Micro-bacia Pecuária extensiva e B) Micro-bacia

Florestal, amostradas no ano de 2005.

A

B

62

As formas naturais do fósforo atingir os ecossistemas aquáticos são: a) como

fósforo ligado a matéria orgânica viva ou detrital (restos de vegetais e animais

terrestres; material vivo terrestre); b) como íons fosfato, ligado às argilas e outras

partículas do solo, através do arraste por ventos ou água. Qualquer íon fosfato livre que

entre em um ecossistema aquático, ou lá seja liberado por excreção ou lise celular, será

rapidamente absorvido pelo fitoplâncton, bacterioplâncton ou macrófitas, tamanha sua

carência no meio. Isso explica as baixíssimas concentrações – da ordem de ppb – do

íon fosfato nos ecossistemas aquáticos (ALLEN, HERSHEY, 1996; LIMA, 1988;

MACDONALD, 1991).

Nos últimos tempos, tem se dado muito valor ao fósforo orgânico e seu papel

ecológico nos ecossistemas aquáticos. Algas, bactérias aquáticas, briófitas e macrófitas

tem capacidade de produzir enzimas superficiais pertencentes ao grupo das fosfatases

alcalinas. Essas enzimas conseguem liberar os íons PO43- das moléculas orgânicas, e

assimilar esses íons. Dessa forma, pode-se ter uma grande biomassa vegetal em

córregos e lagos quase desprovidos de PO43- livre. Esse mecanismo é semelhante ao

que permite a existência de florestas tropicais em solos desprovidos de PO43- (PERES,

2002; WHITTON, 1998).

Sendo o fósforo, essencial para o crescimento de bactérias, algas e plantas no

meio aquático (e terrestre), ele pode ser limitante do crescimento desses organismos no

meio aquático se outros fatores como luz e demais nutrientes, principalmente o N, estão

disponíveis. Em nascentes, a concentração de fósforo pode ser alta, entretanto, elas

são geralmente muito sombreadas e ácidas, eliminando a possibilidade de eutrofização

(PERES, 2002; TUNDISI, TUNDISI-MATSUMURA, 2008).

Em contraste, rios de 3ª ordem e acima, lagos e represas que recebem grandes

cargas de fósforo e não possuem limitação por luz ou nutrientes, podem desenvolver

florações de algas, algumas delas potencialmente tóxicas, macrófitas e bactérias que

tornam a água de mais difícil tratamento para abastecimento (Figura 16). Esse é um

córrego agropecuário na região de Peçanha, M.G., com grandes florações de algas e

bactérias. Não possuindo sombreamento, e certamente recebendo aportes de P e N,

está eutrofizado ao longo de seu curso. A correção dessa situação demanda

63

identificação das fontes, controle dessas e recuperação dos ecossistemas ciliares (LEE,

1989).

O fósforo limita a eutrofização se o nitrogênio for 8 vezes mais abundante na

água. Muitas das algas nesse ambiente são Cianofíceas, as quais fixam N2 do ar,

acabando com a limitação por nitrogênio (BORMANN, 1996).

Para o caso desse riacho mostrado na Figura 16, um dos gêneros das algas

crescendo nesse ambiente é Microcystis spp. (Cyanophyta). Essa alga que produz a

toxina microcistina L-R (Figura 17), que ataca o fígado e o sistema nervoso. Uma dose

de 0,005 mg de microcistina L-R por kg de tecido vivo é letal. Essa alga não foi

encontrada nos lagos ou córregos florestais da mesma região (SABARÁ, 2009).

Figura 16 – Eutrofização em um riacho drenando uma bacia agrícola no município de Peçanha, M.G., alto rio Santo Antônio.

64

Figura 17 – Estrutura da microcistina L-R.

Dado ao fato de os solos da região em estudo, possuírem, em geral, baixas

concentrações de PO43-, é improvável que a erosão consiga aumentar

substancialmente as concentrações desse íon nas águas. Mesmo a entrada de material

orgânico vindo de áreas de plantio, mostrou pouca influência nas concentrações de

PO43- no córrego florestal, uma vez que, as menor média (0,059mg/L) foi registrada

para VBR2. Vale ressaltar, que para todas as formas de fósforo analisadas nesse

estudo, as menores médias foram registradas em VBR2 (Tabela 5).

Nos córregos drenando pecuária extensiva, grande parte do fósforo era P-orto

(Tabela 5). Essa diferença significativa (Tabela 6) do córego de pecuária extensiva em

relação ao córrego drenando Eucalyptus sugere grandes cargas de fósforo dissolvido

inorgânico, provavelmente de fontes difusas, e capazes de causar eutrofização.

Mc Donald et. al., 1991, após extensa pesquisa, concluíram que somente os

fertilizantes de culturas anuais, esgotos de fazendas, criação extensiva e habitações

rurais podem aumentar as concentrações de PO43- em córregos e lagos.

6.8 SÓLIDOS TOTAIS EM SUSPENSÃO E TURBIDEZ

Um aumento na carga de sedimentos é provavelmente o efeito adverso mais

adverso das atividades florestais sobre córregos e lagos (MCDONALD et. al., 1991).

Grandes cargas de sedimento virtualmente eliminam peixes e invertebrados bentônicos,

alterando ou mesmo destruindo ecossistemas ciliares.

65

Os sólidos totais em suspensão (STS), referem-se a porção da carga de

sedimentos suspensa na coluna d’água. Deste modo, difere de Carga de Fundo que é a

porção dos sedimentos arrastada ao longo do fundo do canal. Geralmente, partículas <

0,1 mm em diâmetro (argilas, silte, e areia muito fina) são tipicamente STS, enquanto

partículas > 1 mm em diâmetro (areia grossa e muito grossa), são tipicamente carga de

fundo. Partículas entre 0,1 e 1,0 mm são usualmente transportada como carga de

fundo, mas podem ser transportadas como STS em regimes de fluxo turbulento ou

eventos de cheia (Figura 18).

Figura 18 – Tamanho relativo médio das partículas transportadas por rios de 1ª a 5ª ordens ou acima.

É preciso também separar os STS em duas categorias STS - voláteis (STSV) e

STS – não voláteis (STSNV). O primeiro se refere às partículas citadas anteriormente,

inorgânicas e não volatilizáveis quando expostas a 300 °C por 24h. As últimas são a

fração orgânica (Matéria Orgânica Particulada Grossa e Fina) que não passa por um

filtro de 0,45 µm de porosidade. Esse material se volatiliza após exposição a 300°C por

24h. O material orgânico não causa assoreamento do canal, pois, grande parte é

oxidado. Pode, entretanto, causar modificação na química da água e sedimentos.

Desse modo, os STS são: STS = STSV + STSNV

66

O manejo florestal pode afetar o total de STS em um córrego ou lago pela

alteração na taxa de erosão e a taxa de transporte ao longo do canal. Entretanto,

muitos estudos já conduzidos em áreas rurais sugerem ser a construção e manutenção

de estradas como a fonte primária de sedimentos (TUNDISI, 2003).

O material é erodido da superfície das estradas e conduzido até o canal pelo

sistema de drenagem. Pode também vir dos taludes resultantes da construção da

estrada, que são geralmente desprotegidos da erosão (Figura 19).

Estudos realizados por Barbosa et. al., (2004), demonstram que bacias drenadas

por áreas de pastagem apresentam valores de STS cinco vezes maior que em bacias

florestais.

Figura 19 - Exemplo de erosão em estrada rural sem conservação do sistema de drenagem.

Geralmente a produção de sedimentos atinge seu pico nas chuvas que se

seguem ao final das obras de construção e/ou manutenção e depois se estabiliza. Uma

alta e persistente carga de sólidos totais suspensos não voláteis está geralmente

associada a taludes desprotegidos e tráfego pesado (EPA, 1999, SOLLOWAY, 2001).

67

Desse modo, é de esperar que o córrego em áreas de pecuária extensiva

demonstram maior tendência ao assoreamento, uma vez que que a erosão do solo é

maior nessas áreas, como resultado da exposição do solo.

A microbacia VBR2 apresentou os mais baixos valores para STS (mímimo de

0,09mg/L e 0,92 mg/L) quando comparada a microbacia CAB1 (mínimo de 0,22 mg/L e

máximo de 5,88mg/L), conforme (Tabela 5).

Os valores de turbidez para a microbacia CAB1 foram mínimo de 0,69 NTU e

máximo 60,42 NTU e para VBR2 mínimo 3,03 NTU e máximo 47,73 NT. A média

registrada em CAB1 foi de 19,74 NTU e 17,15 NTU em VBR2 (Tabela 5). Não foram

encontradas diferenças significativas para os valores de turdidez entre as microbacias

analisadas (Tabela 6).

As figuras 20 e 21 demonstram os valores de STS e turbidez para ambas as

micro-bacias em estudo, respectivamente.

Figura 20 - Valores de STS nas micro-bacias CAB1 (pecuária extensiva) e VBR2 (florestal), amostrados

no ano de 2005.

68

Figura 21 - Valores de Turbidez nas micro-bacias CAB1 (pecuária extensiva) e VBR2 (florestal),

amostrados no ano de 2005.

6.9 BIOMONITORAMENTO

A Figura 22 mostra esquemas de amostras da alga Batrachospermum

delicatatum coletadas nos córregos das bacias florestal e pecuária extensiva.

69

A) B)

Figura 22 - Esquemas de amostras de Batrachospermum delicatatum (Rodofícea), ampliados 100X. Em A) a população amostrada vem do córrego da bacia florestal (VBR2) e em B) do córrego da bacia pecuária extensiva.

Com exceção de macro-algas marinhas, a ocorrência de “pulsos” de P-

inorgânico dissolvido reduz o número e comprimento dos pêlos, direcionando a energia

do fotótrofo aquático para a formação de zoósporos (WHITTON, 1989). Os resultados

do comprimento dos pêlos algais, estão representados da Tabela 8.

Tabela 8 - Resultados e estatísticas para dez medições (M1 a M10) de comprimentos (µm), de pêlos em amostras de Batrachospermum delicatatum, coletadas nos pontos e datas indicadas.

Ponto DATA M1 M2 M3 M4 M5 M6 M7 M8 M9 M10 MÉDIA S

------------------------------------------------------ µm ---------------------------------------------

CAB1 Maio

2005

60 60 50 40 60 60 50 50 80 70 58 14

CAB1 Setembro

2005

80 50 60 60 70 60 70 60 80 80 67 14

VBR2 Maio

2005

110 100 90 80 90 70 90 110 110 100 95 10

VBR2 Setembro 2005

100 90 100 90 80 90 80 90 110 70 90 3

70

A ocorrência de pêlos em algas tem sido freqüentemente registrada em

ecossistemas aquáticos continentais com elevada variação na concentração de P-

inorgânico dissolvido e onde a limitação por esse nutriente se torna pronunciadamente

intermitente (WHITTON, 1987; PENTECOST e WHITTON, 2000; JOHN et. al., 2002).

Sob tais condições, um número significativo de espécies formadoras de pêlos

ocorre na mesma comunidade. Em vista das evidências que pêlos multicelulares

aparentemente se desenvolvem na natureza em resposta à limitação por P-inorgânico,

ao mesmo tempo em que elevadas concentrações de fósforo são requeridas para

reprodução de muitas dessas espécies formadoras de pêlos, é crível usar-se tal

fenômeno para avaliação do status da ciclagem do fósforo dentro de uma bacia

hidrográfica. Se populações algais da mesma espécie ou de várias espécies forem

monitoradas em função de sua ocorrência, número e comprimento de pêlos é possível

o estabelecimento de conexões entre os resultados das análises químicas da água e o

uso do solo na bacia.

Populações ocorrendo em sítios de referência podem ser comparadas

morfologicamente com populações ocorrendo em sítios dentro de bacias plantadas com

Eucalyptus ou utilizadas de outra forma. Também se podem comparar populações em

um mesmo ambiente lótico. Nesse caso, o monitoramento seria usado para se verificar

a entrada de fósforo a montante das áreas plantadas, quando apenas um trecho da

bacia está sob influência da atividade florestal.

A formação de filamentos (pêlos) em alguns gêneros de cianobactérias,

clorófitas, feófitas e rodófitas provê um paralelo morfológico mensurável para o estado

trófico de ambientes de água doce, e sugere que essa característica evolucionária pode

ser usada como ferramenta para o biomonitoramento. Pêlos algais são filamentos

multicelulares acrolofilados que diferem de células vegetativas típicas, sendo cada

célula mais longa e fina que as células clorofiladas do organismo, sendo que em alguns

casos nem mesmos há mais DNA (WHITTON et. al., 2004).

As evidências sugerem que a existência de uma grande área superficial de

parede celular provê uma elevada atividade de fosfatases. Esse parece ser o papel

mais importante desses filamentos. Em todos os casos estudados experimentalmente,

71

um organismo aquático capaz de desenvolver essa característica morfológica está

sujeito a algum grau de limitação por fósforo inorgânico dissolvido (e.g. HPO42-; PO4

3-).

Em alguns gêneros de cianobactérias, também há evidência que a limitação por

outros elementos, como o Molibdênio e/ou Boro, induz a formação de pêlos, mas nesse

caso, (Calothrix viqueiri) a quantidade, forma e comprimento dessas células são

diferentes do que o observado quando da limitação por fósforo. Quando a formação de

pêlos ocorre como uma resposta à carência de formas inorgânicas de P, os dados

acumulados mostram um paralelo aumento na atividade de fosfomoesterases (e

fosfodiesterases)(WHITTON, 1988).

É importante salientar, entretanto, que em certas espécies tropicais de algas de

água doce, como Calothrix viqueiri, os pêlos não são o único sítio de atividade

enzimática, especialmente em ambientes com altos valores de relação N:P

(MAHASNEH, et. al., 1990; ISLAM, WHITTON, 1992; JONH, WHITTON, 2002).

Muitas cianobactérias e algas eucarióticas formam colônias, com os filamentos

individuais embebidos na mucilagem. Em outros casos, onde a superfície da colônia

está íntegra, os pêlos podem se estender bem além dos limites das colônias. Presume-

se que a projeção além da superfície colonial ajuda no transporte das moléculas de P-

inorgânico recém formadas de P-inorgânico para dentro das colônias.

Os resultados da medição do comprimento dos pêlos algais em

Batrachospermum sugerem que a água da bacia pecuária extensiva (CAB1) está

recebendo pulsos de fósforo dissolvido inorgânico em quantidades maiores que as

águas da bacia florestal. Isso também sugere que o uso desses organismos para

monitoramento de fontes difusas de poluentes é viável e fornece indicações mais

precisas sobre a mudança rápida na química da água ocasionada por eventos de

escoamento superficial intenso.

6.9 VAZÃO

Quando se compara a produção de água entre bacias hidrográficas, deve-se

calcular a vazão específica, ou seja, m3 seg-1 ha-1 devido às diferentes áreas de

captação da precipitação, o que resultará em um deflúvio diretamente proporcional ao

72

aumento da área (TUCCI, 1993). Dessa forma, os dados de vazão foram expressos

como vazão específica. As Tabelas 9 e 10 mostram os resultados das medições dos

vertedouros.

Tabela 9 - Resultados para a medição de vazão na bacia florestal (VBR2) em 2005.

m3 seg-1 ha-1

Número de medições

Média Soma Mínimo Máximo Variação Desvio Padrão

Vazão Específica (m3 seg-1 ha-1)

14357 0.035 497.3 0.0 0.136 0.136 0.001041

Tabela 10 - Resultados para a medição de vazão na bacia agropecuária (CAB1) em 2005.

m3 seg-1 ha-1

Número de medições

Média Soma Mínimo Máximo Variação Desvio Padrão

Vazão Específica (m3 seg-1

ha-1)

14390 0.026 481.32 0.0 0.11 0.11 0.000123

Como o coeficiente de variação ultrapassou 20%, foi realizado um teste de

Mann-Witney (Teste U), para determinar se havia diferença estatística entre os

resultados.

Com p>0.05, o resultado sugere que há diferença estatística entre as vazões

específicas da bacia plantada com Eucalyptus (VBR2) e a bacia pecuária extensiva

(CAB1), conforme Tabela 6, com a bacia plantada apresentando a maior vazão

específica para o período amostrado (Tabelas 9 e 10). Ou seja, a produção de água,

por hectare, ou escoamento, foi maior nas áreas reflorestadas que drenam para o

córrego VBR2.

Bormann e Likens (1996), Lima (1997), Tucci (1993), argumentam que a

produção de água por bacias hidrográficas está diretamente ligada à manutenção de

boas condições de infiltração e percolação. Áreas de uso para pecuária extensiva

tendem a menores velocidades de infiltração e a picos de escoamento superficial

devido à compactação do solo e ao rompimento do controle biológico da hidrologia da

73

bacia. As Figuras 23 e 24 mostram a evolução da vazão específica no tempo, tomando

a estação seca, a mais crítica em termos de produção de água, como foco.

Bacia Agropecuária

Bacia Florestal

m3 se

g.-1

ha-1

0.000.010.020.030.040.050.060.070.080.090.100.110.120.130.140.150.160.170.180.190.20

0.000.010.020.030.040.050.060.070.080.090.100.110.120.130.140.150.160.170.180.190.20

May-2005May-2005

May-2005May-2005

May-2005Jun-2005

Jun-2005Jun-2005

Jun-2005Jun-2005

Jul-2005Jul-2005

Jul-2005Aug-2005

Aug-2005Aug-2005

Sep-2005

Figura 23 - Comportamento da vazão específica em função do tempo na bacia Florestal (VBR2 - Eucalyptus) e bacia pecuária extensiva (CAB1) entre maio e setembro de 2005.

Bacia Reflorestada

Bacia Agropecuária

m3 se

g.-1

ha-1

0.000.010.020.030.040.050.060.070.080.090.100.110.120.130.140.150.160.170.180.190.20

0.000.010.020.030.040.050.060.070.080.090.100.110.120.130.140.150.160.170.180.190.20

Sep-2005Sep-2005

Sep-2005Sep-2005

Sep-2005Sep-2005

Sep-2005Sep-2005

Sep-2005Oct-2005

Oct-2005Oct-2005

Oct-2005

Figura 24 - Comportamento da vazão específica em função do tempo na bacia Florestal (VBR2 - Eucalyptus) e bacia pecuária extensiva (CAB1), entre setembro e outubro de 2005.

74

7 CONCLUSÃO

1. A qualidade da água na bacia plantada com Eucalyptus é estatisticamente (95%

de certeza) melhor que a encontrada nas águas da bacia agrícola, principalmente

para as concentrações de P, N e Sólidos Totais em Suspensão;

2. A produção de água nas duas bacias apresentou diferenças estatísticas

significativas (95% de certeza), sendo que a bacia florestal apresentou uma vazão

específica maior que a bacia agrícola;

3. Os resultados do biomonitoramento sugerem que há pulsos mais freqüentes de

P-PO43- nas águas do córrego de pecuária extensiva, o que indica que o ciclo

biogeoquímico dentro da bacia florestal é mais conservativo, pelo menos para esse

elemento;

4. O reflorestamento com Eucalyptus na região pesquisa não apresenta evidências

de ser pernicioso à conservação da quantidade e qualidade das águas superficiais,

quando comparado ao uso do solo para pecuária extensiva.

5. Os resultados parecem reafirmar os dados mostrados em Barbosa et. al., (2004),

que sugerm o reflorestamento com Eucalyptus como uma alternativa viável dos

pontos de vista ecológico, econômico e social para reverter o processo de

degradação de micro-bacias drenadas por plantios de Eucalyptus.

75

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