LUIZ CARLOS COTOVICZ JUNIOR

Aplicação de Modelos (ASSETS e TRIX) para Avaliação do

Estado Trófico e Cenário Futuro da Eutrofização do Complexo

Estuarino-Lagunar Mundaú-Manguaba, (AL)

Dissertação apresentada ao Curso de Pós-

Graduação em Geociências da

Universidade Federal Fluminense, como

requisito parcial para obtenção do Grau

de Mestre. Área de Concentração:

Geoquímica Ambiental.

Orientador: Prof. Dr. BASTIAAN ADRIAAN KNOPPERS

Co-Orientadora: Dra. NILVA BRANDINI

Niterói

2012

C845 Cotovicz Junior, Luiz Carlos.

Aplicação de modelos (ASSETS e TRIX) para avaliação do estado trófico e cenário futuro da eutrofização do complexo estuarino-lagunar Mundaú-Manguaba, (AL) / Luiz Carlos Cotovicz Junior. – Niterói : UFF. Programa de Geoquímica, 2012.

122 f. : il. ; 30 cm.

Dissertação (Mestrado em Geociências - Geoquímica Ambiental). Universidade Federal Fluminense, 2012. Orientador: Prof. Dr. Bastiaan Adriaan Knoppers. Co-orientadora: Dra. Nilva Brandini.

1. Estado trófico. 2. Eutrofização. 3. Ecossistema lagunar.

4. Lagoa de Mundaú (AL). 5. Lagoa Manguaba (AL). 6. Produção intelectual.

CDD 574.92

Dedico este:

Aos meus queridos e amados pais, Ivone Alice Tavares Cotovicz e Luiz Carlos Cotovicz;

Ao amigo do coração

Marcello Messias dos Santos Duque (In memoriam).

AGRADECIMENTOS

Ao Professor Dr. Bastiaan Adriaan Knoppers, pela oportunidade de realização desse

trabalho, orientação e pelos grandes ensinamentos promovidos no decorrer desses 2 anos de

mestrado.

À Dra. Nilva Brandini, pela co-orientação, enorme e imensurável ajuda e

acompanhamento em todas as fases desse trabalho, desde o levantamento e análise dos dados

até o produto final, sempre muito prestativa, atenciosa e pronta para ensinar.

À Dra. Byanka Damian Mizerkowski pelo suporte científico necessário para o

entendimento e aplicação das metodologias dessa pesquisa.

Aos Professores membros da banca, Dra. Elisamara Sabadini Santos, Dr. Marcelo

Correa Bernardes e Dr. Weber Friederichs Landim de Souza, por suas valiosas sugestões,

correções e produtivos debates sobre o tema.

Aos Professores membros da pré-banca, Dra. Elisamara Sabadini Santos e Dr. Marcelo

Correa Bernardes, pelas correções, considerações e sugestões apontadas na primeira versão do

manuscrito.

À CAPES pela concessão da bolsa de estudos e ao CNPq pelo financiamento da

pesquisa.

Aos projetos que deram a logística e oportunidade de acesso as informações contidas

nessa dissertação: Projeto POLCAMAR (Convênio Brasil Alemanha para as Ciências do

Mar) e Projeto INCT-TMOcean (Instituto Nacional de Ciência e Tecnologia de Transferência

de Materiais na Interface Continente-Oceano). A todos os professores, pesquisadores e alunos

envolvidos nesses projetos que de alguma forma contribuíram para a realização dessa

pesquisa.

Aos pesquisadores Suzanne Bricker e João Ferreira, os idealizadores da metodologia

ASSETS, que deram o suporte necessário e responderam as dúvidas sobre aplicação modelo.

À Pós Graduação em Geoquímica Ambiental da Universidade Federal Fluminense

(UFF), por todo o suporte necessário para o desenvolvimento dessa dissertação.

À bibliotecária Verônica de Souza Gomes pela grande ajuda com questões relativas à

formatação do manuscrito.

À Ilene Abreu, pela impressão das folhas coloridas da primeira versão.

A todos os amigos e colegas da Pós-Graduação em Geoquímica Ambiental que fiz

durante o mestrado, pela troca de experiências, por elevar o ânimo nas horas difíceis, pela

cervejinha gelada para descontrair e pelas horas muito agradáveis de companhia, conversas,

discussões, tornando a vida mais alegre, divertida e enriquecedora.

À minha querida namorada Daniella Bernardi, por todo o carinho, ajuda,

companheirismo e, claro, por sua enorme paciência.

Às meninas com quem morei junto grande parte desse mestrado Dani, Renata,

Vanessa e Edvani, a minha família em Niterói, pela grande amizade, almoços e jantas

deliciosos, conversas, ajudas mútuas, comemorações e festas!

Aos amigos do Albergue “o Casarão”, que foi minha primeira morada em Niterói, pela

amizade, pelos momentos agradáveis, pela ajuda recíproca na superação dos obstáculos que

não foram poucos (quem morou lá sabe disso! rs) e pelas festas memoráveis.

À minha família (contando agora com o meu afilhado Ricardinho, o mais novo

membro da família), meus irmãos e especialmente aos meus pais. Por ser a minha fonte de

inspiração, o meu alicerce e a minha fortaleza. Só tenho que agradecer por tudo que vocês são

e representam em minha vida. Divido com vocês os méritos dessa conquista!

A Deus, a força superior. Porque não deixei de recorrer à minha fé... E sempre fui

correspondido!

“A viagem do descobrimento não

consiste em procurar novas paisagens,

mas em ter novos olhos”.

Marcel Proust

“O que conhecemos é uma gota,

o que ignoramos é um oceano”.

Albert Einstein

RESUMO

O Complexo Estuarino Lagunar de Mundaú-Manguaba (CELMM), Alagoas, vem

sofrendo grande pressão antrópica ao longo de suas margens e bacias de drenagens. Efluentes

agrícolas provenientes da atividade sucroalcooleira, e efluentes urbanos oriundos da densa

ocupação urbana são despejados para dentro das lagunas, sem tratamento prévio,

desencadeando o processo da eutrofização. A eutrofização cultural é considerada um dos

maiores problemas ambientais a nível mundial. Ao longo das últimas 5 décadas, diversas

abordagens tem sido propostas para avaliar o estado trófico e os processos envolvendo a

eutrofização, destacando-se os modelos multiparamétricos ASSETS (Assessment of Estuarine

Trophic Status) e TRIX (Trophic Index). O modelo ASSETS consiste na combinação de

indicadores de pressão, estado e resposta (PER). O modelo TRIX avalia indicadores de

pressão e distúrbio ambiental, estabelecendo um índice de estado trófico. A essência desse

projeto foi a definição do estado trófico e a avaliação do processo da eutrofização no CELMM

através da aplicação das metodologias ASSETS e TRIX, de modo a promover classificações

do sistema baseadas em escalas temporais e espaciais. Os estudos foram conduzidos em três

etapas: 1) avaliação do comportamento dos principais parâmetros físico-químicos

relacionados com a problemática da eutrofização; 2) estabelecimento dos indicadores de PER

pela metodologia ASSETS; 3) estabelecimento do estado trófico mediante aplicação do índice

TRIX. Os dados foram coletados em 7 campanhas amostrais, entre 2006 e 2009, no âmbito do

Projeto POLCAMAR. O sistema apresentou características sazonais distintas em relação aos

parâmetros físico-químicos, principalmente em relação a salinidade que teve menores valores

no período chuvoso, associados com as maiores pluviosidades e vazões dos rios. As

concentrações de clorofila-a e turbidez tiveram variações entre as coletas, com altos valores

em ambos os períodos dentro das lagunas sugerindo alta densidade fitoplanctônica. Os valores

de fósforo inorgânico dissolvido (PID) e nitrogênio inorgânico dissolvido (NID) foram

variados, sem caráter sazonal definido, com concentrações nas lagunas uma ordem de

grandeza superiores a seus canais. O modelo ASSETS mostrou que o sistema é naturalmente

susceptível a eutrofização em função das suas características geomorfológicas e hidrológicas

(baixa renovação de água). Os aportes de nutrientes calculados para o CELMM foram altos,

associados aos múltiplos usos antropogênicos das bacias de drenagem. O estado trófico

ASSETS mostrou eutrofização “moderada” em Mundaú e “alta” em Manguaba. A expectativa

futura é uma “melhora baixa” nas condições, em função de obras de gerenciamento ambiental

e investimentos em saneamento básico previstos para a região. A classificação ASSETS final

foi “pobre” para Mundaú e “ruim” para Manguaba. O índice de estado trófico TRIX calculado

foi classificado como “moderado” (mesotrófico a eutrófico), indicando produção primária

variando de moderada a alta, com os canais tendo águas menos tróficas que as lagunas. Assim

como o estado trófico calculado pelo ASSETS, o TRIX não mostrou diferenças sazonais de

classificação, sugerindo eutrofização constante ao longo dos períodos considerados. Os

modelos mostraram resultados satisfatórios através dessas novas abordagens

multiparamétricas para o estabelecimento de índices de estado trófico e eutrofização.

Entretanto são propostas melhorias para os modelos, como a definição de escalas regionais

para o índice TRIX e definições mais detalhadas no calculo dos indicadores de pressão e

resposta para o modelo ASSETS. Algumas limitações foram identificadas, principalmente

em relação à disponibilidade de dados para aplicação dos modelos.

Palavras-Chave: Eutrofização. Estado Trófico. Nutrientes. ASSETS. TRIX. Lagunas.

ABSTRACT

The Tropical Coastal Lagoon-Estuarine Complex Mundaú-Manguaba (CELMM),

Alagoas, has been under heavily human pressure over its drainage basins. Agricultural

effluents from sugar cane and ethanol activities, and urban effluents from the dense

occupation are dumped into the lagoons, untreated, triggering the process of eutrophication.

The cultural eutrophication is considered one of the major environmental problems

worldwide. Over the past five decades, several approaches have been proposed to assess the

trophic state and eutrophication processes, particularly the multiparameter ASSETS

(Assessment of Estuarine Trophic Status) and TRIX (Trophic Index) models. The ASSETS

approach consists of a combination of indicators of pressure, state and response (PSR). The

TRIX index evaluates indicators of environmental pressure and factors that are direct

expressions of productivity, establishing a trophic state index. The essence of this project was

to define the trophic state and evaluate the process of eutrophication in CELMM through the

application of methodologies ASSETS and TRIX in order to rank the system based on

temporal and spatial scales. The studies were conducted in three stages: 1) evaluation of the

behavior of the main physico-chemical parameters related to the eutrophication problem; 2)

establishment of PSR indicators by the ASSETS methodology; 3) establishment of the trophic

state index by applying the TRIX. Data were collected from 7 sampling campaigns between

2006 and 2009, under the POLCAMAR Project. The system showed distinct seasonal

characteristics in relation to physicochemical parameters, especially in relation to salinity that

was lowest during the rainy season, associated with higher rainfall and river flows. The

concentrations of chlorophyll-a and turbidity were variable between the samples, with high

values in both periods and inside the lagoons, suggesting high phytoplankton density. The

values of dissolved inorganic phosphorus (PID) and dissolved inorganic nitrogen (NID) were

mixed, with no seasonal character set. The lagoons exhibited concentrations one order of

magnitude higher than the channels. The ASSETS model showed that the system is naturally

susceptible to eutrophication according to their geomorphological and hydrological

characteristics (low water renewal). The calculated nutrient inputs were high for CELMM,

associated with the multiple anthropogenic uses in the drainage basins. The ASSETS trophic

state showed eutrophication "moderate" in Mundaú and "high" in Manguaba. The future

outlook is an "improved low" in the conditions, due to the environmental management works

and investments in basic sanitation expected to the region. The final ASSETS classification

was "poor" to Mundaú and "bad" for Manguaba. The TRIX index calculated was classified as

"moderate" (mesotrophic to eutrophic) in both lagoons, indicating primary production ranging

from moderate to high, whereas in the channels the classification were good (mesotrophic).

The TRIX results indicating that water channels have better trophic state than the lagoons. As

calculated by the ASSETS, the TRIX showed no seasonal differences in classification,

suggesting eutrophication constant over the periods considered. The models showed

satisfactory results with these new approaches in the establishment of multiparametric indices

of trophic state and assessment of eutrophication. However, improvements are proposed for

the models, such as setting regional scales for the TRIX index and more detailed definitions in

the calculation of pressure and response indicators for the ASSETS model. Some limitations

were identified, mainly related to the availability of data set for application of the indices.

Key-words: Eutrophication. Trophic State. Nutrients. ASSETS. TRIX. Lagoon Systems.

LISTA DE FIGURAS

Figura 1: Categorias Hidro-geomorfológicas de Sistemas Estuarinos. Fonte: Kjerfve (1994).

.................................................................................................................................................. 21

Figura 2: Classificação hidrogeomorfológica das lagunas costeiras. Fonte: Kjerfve e Magiil

(1989). ...................................................................................................................................... 23

Figura 3: Gráfico representado por quatro domínios, relacionando a disponibilidade de dados

e o nível de conhecimento de um dado ecossistema. Fonte Holling (1978) ............................ 34

Figura 4: Esquema mostrando os indicadores de pressão (forçantes sócio-econômicas),

estado (mudanças do estado ambiental e impactos) e resposta (opções de gerenciamento)

(PER). ....................................................................................................................................... 35

Figura 5: Mapa do Sistema Estuarino-Lagunar Mundaú-Manguaba (CELMM), mostrando a

localização das lagunas, da cidade de Maceió, do Oceano adjacente e dos rios Paraíba do

Meio (RPDM), Sumaúma (RS) e Mundaú (RM) ..................................................................... 39

Figura 6: Matriz para a determinação da condição geral de eutrofização baseada em sintomas

primários e secundários. ........................................................................................................... 51

Figura 7: Exemplos de gráficos de frequência cumulativa utilizados para a determinação dos

valores de (A) OD (percentil 10%) e (B) clorofila-a (percentil 90%) com dados de todas as

campanhas amostrais calculados para a Laguna Mundaú, na zona de mistura. ....................... 52

Figura 8: Definição do cenário futuro com base na suscetibilidade e pressões futuras. ......... 53

Figura 9: Representação dos limites definidos para o CELMM em quatro compartimentos

utilizado para avaliação das características físico químicas, nutrientes e biomassa algal do

sistema: Laguna Manguaba, Canal Manguaba, Laguna Mundaú e Canal Mundaú. ................ 57

Figura 10: Dados de precipitação pluviométrica histórica, com valores de média e mediana

mensais para os últimos 67 anos. A linha pontilhada significa a divisão entre período seco e

chuvoso. Fonte: http://www.inmet.gov.br e http://www.cresesb.cepel.br. .............................. 59

Figura 11: A figura representa os valores médios diários de precipitação acumulada para o

período das campanhas amostrais do projeto POLCAMAR. ................................................... 59

Figura 12: Distribuição da salinidade contra a distância em relação ao mar (0 km) nos

compartimentos do CELMM para todas as campanhas do Projeto POLCAMAR. RPMeio=

Rio Paraíba do Meio; Man= L. Manguaba; Mun= L. Mundaú; RSuma=Rio Sumaúma;

CMan= Canal Manguaba; CMun= Canal Mundaú; RMun=Rio Mundaú. ............................... 63

Figura 13: Distribuição nos compartimentos da concentração de fósforo inorgânico

dissolvido PID (μM), contra a distância em relação ao mar (0 km), nos compartimentos do

CELMM para todas as campanhas do Projeto POLCAMAR. RPMeio= Rio Paraíba do Meio;

Man= L. Manguaba; Mun= L. Mundaú; RSuma=Rio Sumaúma; CMan= Canal Manguaba;

CMun= Canal Mundaú; RMun=Rio Mundaú. ......................................................................... 67

Figura 14: Distribuição da concentração de nitrogênio inorgânico dissolvido NID (μM),

contra a distância em relação ao mar (0 km), nos compartimentos do CELMM para todas as

campanhas do Projeto POLCAMAR. RPMeio= Rio Paraíba do Meio; Man= L. Manguaba;

Mun= L. Mundaú; RSuma=Rio Sumaúma; CMan= Canal Manguaba; CMun= Canal Mundaú;

RMun=Rio Mundaú. ................................................................................................................. 68

Figura 15: Distribuição da razão molar N:P contra a distância em relação ao mar (0 km), nos

compartimentos do CELMM para todas as campanhas do Projeto POLCAMAR. RPMeio=

Rio Paraíba do Meio; Man= L. Manguaba; Mun= L. Mundaú; RSuma=Rio Sumaúma;

CMan= Canal Manguaba; CMun= Canal Mundaú; RMun=Rio Mundaú. ............................... 69

Figura 16: Distribuição da concentração de material particulado em suspensão (MPS) contra

a distância em relação ao mar (0 km), nos compartimentos do CELMM para todas as

campanhas do Projeto POLCAMAR. RPMeio= Rio Paraíba do Meio; Man= L. Manguaba;

Mun= L. Mundaú; RSuma=Rio Sumaúma; CMan= Canal Manguaba; CMun= Canal Mundaú;

RMun=Rio Mundaú. ................................................................................................................. 71

Figura 17: Distribuição dos teores de clorofila-a (ug/L) contra a distância em relação ao mar

(0 km), nos compartimentos do CELMM para todas as campanhas do Projeto POLCAMAR.

RPMeio= Rio Paraíba do Meio; Man= L. Manguaba; Mun= L. Mundaú; RSuma=Rio

Sumaúma; CMan= Canal Manguaba; CMun= Canal Mundaú; RMun=Rio Mundaú. ............. 72

Figure 18: Curva de mistura do NID e clorofila-a contra a salinidade para os canais Mundaú

(CMund), Laguna Mundaú (LMunda) e rio Mundaú (RMund). .............................................. 74

LISTA DE TABELAS

Tabela 1: Classificação do estado trófico e condições da produtividade primária no ambiente

(adaptado de PENNA et al., 2004; NASROLLAHZED et al., 2008) ...................................... 29

Tabela 2: Resumo das principais características físicas dos sistemas e a densidade

populacional do sistema lagunar Mundaú-Manguaba. ............................................................. 41

Tabela 3: Data das coletas, número de amostra por campanha e período sazonal para o

CELMM, realizadas no projeto âmbito do projeto POLCAMAR............................................ 44

Tabela 4: Sumário dos parâmetros, métodos, compartimentos de coleta no sistema (A=água),

referências utilizadas para cada parâmetro. .............................................................................. 44

Tabela 5: Classificação das informações hidrológicas dos sistemas a serem utilizados na

avaliação do modelo ASSETS para o Potencial de diluição e exportação. .............................. 46

Tabela 6: Tabela dos fatores de influência, que são estabelecidos através da agregação das

classificações da susceptibilidade estuarina e dos aportes de nutrientes. ................................. 48

Tabela 7: Processo de decisão lógica para a determinação do nível de expressão da clorofila-

a (BRICKER et al, 2003). ........................................................................................................ 49

Tabela 8: Processo de decisão lógica para a determinação do nível de expressão de Oxigênio

Dissolvido (BRICKER et al, 2003). ......................................................................................... 50

Tabela 9: Agregação dos indicadores de pressão (FI), estado (CE) e resposta (CF) para

fornecer uma escala de classificação geral do sistema. ............................................................ 54

Tabela 10: Classificação do estado trófico para águas estuarinas segundo modelo TRIX. .... 55

Tabela 11: Média da Precipitação (mm) e descarga de água doce (m3/s), dos rios Mundaú e

Paraíba do Meio nos períodos das campanhas, utilizados no balanço hídrico para o sistema

Mundaú-Manguaba. .................................................................................................................. 58

Tabela 12: Média, desvio padrão, valores máximos e mínimos de todas as campanhas

amostrais dos parâmetros físico-químicos da coluna de água das Lagunas de Manguaba e

Mundaú, e seus canais. Nota: T (temperatura); OD (oxigênio dissolvido), Cloro-a (clorofila-

a); Tur (turbidez). ..................................................................................................................... 60

Tabela 13: Média, desvio padrão, valores máximos e mínimos de todas as campanhas

amostrais dos nutrientes inorgânicos dissolvidos da coluna de água das Lagunas de Manguaba

e Mundaú, e seus canais. .......................................................................................................... 64

Tabela 14: Distribuição das médias sazonais e anuais para todas as campanhas nos

compartimentos analisados. ...................................................................................................... 65

Tabela 15: Média dos valores percentuais por período e anual das zonas de salinidade para

Mundaú e Manguaba. Obs: psu corresponde a nomenclatura utilizada pelo ASSETS. ........... 76

Tabela 16: Determinação da susceptibilidade estuarina através da combinação dos potenciais

de diluição e exportação em todos os cenários analisados para o CELMM. ........................... 78

Tabela 17: Média da concentração de N nos rios, oceano adjacente ao CELMM e aportes

estimados de N de efluentes antrópicos com respectiva classificação do aporte de nutrientes.

Nota: Min= Concentração média de NID nos rios que deságuam no sistema; Msea=

Concentração média de NID na costa adjacente; Mef= aporte de nitrogênio proveniente de

efluentes urbanos e agrícolas; Mb= Concentração de NID considerada de base, calculada

hipoteticamente sem aportes antropogênicos; Mh= Concentração de NID considerada de

atividades antrópicas, calculada hipoteticamente sem a influência do aporte oceânico. ......... 79

Tabela 18: Fatores de emissão utilizados para o calculo do aporte do nitrogênio da agricultura

canavieira para o CELMM. ...................................................................................................... 80

Tabela 19: Determinação das Condições Futuras de Eutrofização pela combinação da

previsão da pressão futura no aporte de nutrientes com a susceptibilidade estuarina. ............. 86

Tabela 20: Agrupamento dos indicadores de pressão-estado-resposta e classificação final do

modelo ASSETS. Nota: A-alta, B-baixa, M-moderada, MB-melhoria baixa, P-pobre, R-ruim.

.................................................................................................................................................. 86

Tabela 21: Resultados do modelo ASSETS para o CELM, Laguna de Piratininga (RJ),

Laguna de Guarapina (RJ), Estuário do Rio Paraíba do Sul (RJ), Baía de Paranaguá (PR),

Baía de Guaratuba (PR) e Estuário do Rio Jaguaribe (CE). Nota: A- alto; B- baixo, M-

moderado; MA- moderado alto; MB- moderado baixo; P- pobre; R- ruim, BM- baixa

melhora; AM- alta melhora; SM- sem mudança. ..................................................................... 88

Tabela 22: Calculo das médias, desvio padrão, limites máximos e mínimos para

estabelecimento das constantes k e m. Obs: Todos os valores estão convertidos para a base

logarítmica 10. .......................................................................................................................... 91

Tabela 23: Classificação TRIX de todos os cenários analisados. ........................................... 92

Tabela 24: Classificação do estado trófico do CELMM com base em diferentes índices de

estado trófico definidos para sistemas marinhos e costeiros. ................................................... 94

LISTA DE ABREVIATURAS

aD%OD – Desvio Absoluto das Condições de Saturação do OD

ANA - Agência Nacional de Águas

APA - Área de Preservação Permanente

ASSETS - Assessment of Estuarine Trophic Status

Az – Área Superficial da Zona de Salinidade Considerada

At – Área Superficial Total do Sistema

CE - Condições de Eutrofização

CELMM - Complexo Estuarino Lagunar de Mundaú-Manguaba

CF - Cenário Futuro

Cloro-a – Clorofila -a

CO2 – gás carbônico

D - forças motrizes

DPSIR - driving-pressure-state-impact-response

EEA - European Environmental Agency

Fe – Ferro

HABS - Harmful Algae Blooms

I - impactos

IF – Fator de Influência

IMAR - Instituto do Mar/ Portuguese Institute for Marine Research

LOICZ - Land–Ocean Interactions in the Coastal Zone

Log I – Limite Superior, na Base Logarítmica 10, de cada Parâmetro para o Calculo TRIX

Log M – Média, na Base Logarítmica 10, de cada Parâmetro para o Cálculo TRIX

Log S – Limite Superior, na Base Logarítmica 10, de cada Parâmetro para o Calculo TRIX

Min – Concentração de Nitrogênio nos Rios

Mef – Aporte de Nitrogênio pelos Efluentes Agrícolas e Urbanos

Msea – Concentração de Nitrogênio no Mar

Mh – Massa de Nitrogênio Proveniente de Fontes Antrópicas

Mb – Massa de Nitrogênio de Considerada de Base

MPS - Material Particulado em Suspensão

N - Nitrogênio

NCCOS - National Centers for Coastal Ocean Science

NEEA - National Estuarine Eutrophication Assessment

NH4 - Amônia (µM)

NID - Nitrogênio Inorgânico Dissolvido (µM)

NO2 – Nitrito(µM)

NO3 – Nitrato (µM) NOAA - National Oceanic and Atmospheric Administration

OD - Oxigênio Dissolvido

OECD - Organization for Economic Cooperation and Development

ONG - Organização Não-Governamental

OSPAR - Oslo and Paris Conventions for the protection of the marine environment of the North-East

Atlantic

P - Fósforo

PER - Pressão-Estado-Resposta

PID - Fósforo Inorgânico Dissolvido (µM)

PT - Fósforo Total

Q – Vazão média anual dos Rios

R - Eesposta

S/E – State/Estado

TºC – Temperatura

T – Período de Maré

Tp – Prisma de Maré

TRIX - Trophic Índex

Tur - Turbidez

UC - Unidades de Conservação

VAS - Vegetação Aquática Submersa

WFD - Water Framework Directive ε – Fração de Água de Maré Vazante que não Retorna com a Maré Enchente

SUMÁRIO

AGRADECIMENTOS .......................................................................................................................................... 4

RESUMO ............................................................................................................................................................... 6 ABSTRACT ........................................................................................................................................................... 7 LISTA DE FIGURAS ........................................................................................................................................... 8 LISTA DE TABELAS ......................................................................................................................................... 10 LISTA DE ABREVIATURAS ............................................................................................................................ 12 1 INTRODUÇÃO ................................................................................................................................................ 15 1.1 OBJETIVO GERAL ........................................................................................................................................ 17 1.1.1 Objetivos Específicos .................................................................................................................................. 18 2 BASE TEÓRICA ............................................................................................................................................. 19 2.1 A INTERFACE TERRA-MAR E OS IMPACTOS ANTRÓPICOS .............................................................. 19 2.2 LAGUNAS COSTEIRAS ............................................................................................................................... 22 2.3 A PROBLEMÁTICA DA EUTROFIZAÇÃO ................................................................................................ 25 2.4 EUTROFIZAÇÃO NO BRASIL E A LEGISLAÇÃO AMBIENTAL BRASILEIRA .................................. 35 2.5 JUSTIFICATIVA ............................................................................................................................................ 37 3 MATERIAL E MÉTODOS ............................................................................................................................ 39 3.1 ÁREA DE ESTUDO ....................................................................................................................................... 39 3.1.1 Localização Geográfica e Características Gerais..................................................................................... 39 3.1.2 Clima ........................................................................................................................................................... 41 3.1.3 Impactos antrópicos no CELMM e na Bacia de Drenagem.................................................................... 41 3.2 DESENHO AMOSTRAL ............................................................................................................................... 43 3.3 APLICAÇÃO DOS MODELOS ASSETS E TRIX ........................................................................................ 45 3.3.1 Modelo ASSETS ......................................................................................................................................... 45 3.3.1.1 Pressão – Fatores de Influência (IF): ......................................................................................................... 45 3.3.1.2 Estado – Condições de Eutrofização (CE) ................................................................................................. 48 3.3.1.3 Resposta – Cenário Futuro (CF) ................................................................................................................ 52 3.3.1.4 Síntese do modelo ASSETS para pressão-estado-resposta (PER) ............................................................. 53 3.3.2 Modelo TRIX .............................................................................................................................................. 54 4 RESULTADOS E DISCUSSÕES .................................................................................................................... 56 4.1 VARIABILIDADE ESPACIAL E TEMPORAL DAS CARACTERÍSTICAS FÍSICO-QUÍMICAS,

NUTRIENTES E BIOMASSA ALGAL ............................................................................................................... 56 4.1.1 Compartimentação do CELMM de acordo com a configuração tipológica .......................................... 56 4.1.2 Parâmetros meteorológicos ........................................................................................................................ 57 4.1.3 Caracterização físico-química da variabilidade espacial e temporal do CELMM ............................... 59 4.2 O MODELO ASSETS PARA AVALIAÇÃO DA EUTROFIZAÇÃO DO CELMM .................................... 76 4.2.1 Zonas de Salinidade .................................................................................................................................... 76 4.2.2 Modelagem ASSETS .................................................................................................................................. 76 4.2.2.1 Pressão ....................................................................................................................................................... 76 4.2.2.1.1 Susceptibilidade Estuarina .................................................................................................................... 76 4.2.2.1.2 Aporte de Nutrientes .............................................................................................................................. 78 4.2.2.1.3 Fatores de Influência (FI) ..................................................................................................................... 81 4.2.2.2 Estado ....................................................................................................................................................... 81 4.2.2.2.1 Sintomas Primários ................................................................................................................................ 81 4.2.2.2.2 Sintomas Secundários ............................................................................................................................ 82 4.2.2.2.3 Condições de Eutrofização (CE) ........................................................................................................... 83 4.2.2.4 Resposta..................................................................................................................................................... 84 4.2.2.4.1 Definição de Cenário Futuro (CF) ........................................................................................................ 84 4.2.2.5 Índice ASSETS Final ................................................................................................................................ 86 4.3 O MODELO TRIX PARA ESTABELECIMENTO DO ÍNDICE TRÓFICO DO CELMM .......................... 90 4.4 SUGESTÕES PARA MELHOR APLICABILIDADE DOS MODELOS ...................................................... 94 4.4.1 ASSETS ....................................................................................................................................................... 94 4.4.2 Outras Alternativas TRIX ......................................................................................................................... 96 5 CONCLUSÕES ................................................................................................................................................ 98 6 REFERÊNCIAS ............................................................................................................................................. 100 7 APÊNDICES ................................................................................................................................................... 118

1 INTRODUÇÃO

A zona costeira caracteriza-se como uma região de transição entre os componentes

terrestres e marinhos, e de acoplamento entre as esferas litológica, hidrológica, atmosférica e

biosférica. Ocupa uma área relativamente pequena (< 20%) da superfície terrestre, mas é

considerada um dos elos principais que controlam os ciclos hidrológicos e biogeoquímicos

globais. Abrange desde bacias de drenagem fluviais até as frentes oceânicas sobre a

plataforma continental (IGBP, 1990; LOICZ, 1994; CROSSLAND et al., 2005).

Apesar dessa área superficial relativamente modesta, os ambientes costeiros têm um

papel primordial nos ciclos biogeoquímicos, pois: 1) recebem grandes aportes de material

orgânico e inorgânico através do escoamento superficial e de água subterrânea; 2) realizam

trocas de matéria e energia com o oceano aberto; 3) funcionam como filtros e armadilhas

tanto de materiais naturais quanto antrópicos; e 4) constituem uma das áreas geoquímicas e

biológicas mais ativas da biosfera. Por exemplo, estima-se que esses locais são responsáveis

por 14-30% da produção primária oceânica; por 80% do material orgânico sedimentar nos

oceanos; cerca de 50% da deposição de carbonato de cálcio, e, ainda, por aproximadamente

90% da captura pesqueira mundial (WOLLAST, 1991; WOLLAST; MACKENZIE, 1989;

MORSE; MACKENZIE, 1990; MILLIMAN, 1993; SMITH; HOLLIBAUGH, 1993; NIXON,

1988; KNOPPERS, 1994; BERLISKI et al., 2006).

A elevada produtividade biológica relativamente à média de águas superficiais

oceânicas torna essas regiões especialmente importantes como reservatórios no ciclo global

do carbono. Essa produtividade biológica acentuada é atribuída aos altos aportes de nutrientes

provenientes dos continentes assim como ao fenômeno da ressurgência, em que águas

profundas frias e ricas em nutrientes afloram ao longo de certas secções específicas da

margem continental global (VER et al., 1999). A variabilidade geomorfológica e hidrológica

da linha de costa, a tipologia dos rios e as correntes oceânicas de borda, geram uma grande

diversidade de ambientes (PERRILO, 1995; 1999; KNOPPERS et al., 2006). No Brasil, por

16

exemplo, existem diversos ambientes costeiros intercalados, tais como: estuários deltaicos,

baías estuarinas, estuários de vales inundados e inúmeros sistemas lagunares (KNOPPERS;

KJERKVE, 1999).

Apesar de toda essa importância em relação à dinâmica global, as zonas costeiras

mundiais vêm sofrendo forte pressão antrópica em números crescentes. Aproximadamente 3

bilhões de pessoas vivem dentro dos 200 km contados a partir da linha de costa, ou seja,

praticamente a metade da população mundial (GEO YEAR BOOK, 2005), e estimativas

futuras (até 2025) do Centro de Pesquisas de Sistemas Climáticos da Universidade de

Columbia indicam um forte acréscimo da população nessas regiões (LOICZ, 2006). Essas

estimativas sugerem um aumento da pressão antrópica traduzido em cerca de 2,75 bilhões a

mais de pessoas vivendo nessas regiões. Devido à ligação estreita entre o crescimento

populacional e os usos dos recursos naturais, esses números sugerem acréscimos dos diversos

impactos antropogênicos sobre os ecossistemas costeiros (LOICZ, 2006).

O trabalho de Constanza et al. (1997) atribuiu valoração monetária aos ecossistemas e

serviços do capital natural. Para a biosfera como um todo, os autores chegaram as cifras de

US$ 33 trilhões por ano em média, levando-se em conta os serviços produzidos pelos

sistemas ecológicos para o suporte da vida no planeta. O valor econômico específico da zona

costeira foi estimado como sendo em torno de 38% (US$ 12,5 trilhões.ano-1

, dos quais US$ 4

trilhões.ano-1

atribuídos especificamente aos sistemas estuarinos). Em se tratando de decisões

políticas, os ecossistemas não são adequadamente quantificados em termos comparáveis com

os serviços econômicos e de manufatura. Esta negligência pode vir a comprometer a

sustentabilidade do homem na biosfera em médio prazo. Em última instância, a economia

global entraria em colapso sem os serviços ecológicos que suportam a vida nos ecossistemas,

assim, em certo sentido, o seu valor total para a economia pode ser considerado infinito.

Especialmente alterados pelas atividades antrópicas estão os ecossistemas estuarinos.

As águas estuarinas e costeiras estão entre os ambientes mais fertilizados no mundo, tanto

naturalmente como por atividades antropogênicas (MEYBECK et al., 1993; NOAA, 1996).

As diversas atividades humanas praticadas direta e indiretamente sobre a zona costeira, sem

levar conta os preceitos do desenvolvimento sustentável, estão afetando os equilíbrios naturais

nos balanços de materiais, desencadeando e acelerando os processos de eutrofização através

do excesso de nutrientes, provocando contaminação e poluição ambiental, alterando habitats e

reduzindo a biodiversidade, entre outros impactos adversos.

O conhecimento científico sobre o comportamento sazonal e espacial das variáveis

ambientais, o balanço de materiais e processos como a eutrofização de estuários é de

17

fundamental importância para a sustentabilidade e manejo dos sistemas costeiros. Tais

conhecimentos também crescem de importância tendo em vista as alterações que mudanças

climáticas podem provocar nesses ambientes altamente dinâmicos. O Brasil abrange mais de

7.700 km de costa com grande abundância de estuários e lagunas. Das 24 áreas

metropolitanas mais densamente povoadas e importantes do país, 14 estão localizadas

próximas a ecossistemas estuarinos e lagunares. Nessas áreas encontram-se também

implantadas os maiores parques industriais, pólos químicos e petroquímicos, grandes portos

além da exploração turística em larga escala. Todas essas atividades e aquelas ligadas à

rápida e desordenada expansão urbana apresentam graves impactos sobre estes ecossistemas

(DIEGUES, 1994).

A essência deste projeto é a aplicação de um conjunto de ferramentas que foram

aprimorados para sistemas estuarinos, através de programas que lidam com a interface terra-

mar, para a análise do processo de eutrofização, estabelecimento de índices de estado trófico e

da qualidade ambiental da zona costeira. A área de estudo contemplada nessa pesquisa é o

Complexo Estuarino-Lagunar Mundaú-Manguaba (CELMM), localizado no Estado de

Alagoas (AL). O sistema lagunar vem sofrendo com o estabelecimento progressivo da cultura

canavieira em grandes áreas agrícolas nas bacias de drenagens, principalmente a partir da

década de 70 impulsionada pelo Programa Pró-álcool. A região também apresenta um

crescimento populacional desordenado em suas margens e bacias de drenagens. Esses

impactos são responsáveis por grandes aportes difusos e pontuais de efluentes domésticos,

agrícolas e industriais. As ferramentas para estabelecimento do estado trófico e avaliação da

eutrofização compreendem o levantamento de parâmetros físico-químicos, oceanográficos e

hidrológico básicos do CELMM e a aplicação de índices do grau de eutrofização através dos

programas ASSETS (Assessment of Estuarine Trophic Status) (BRICKER et al., 2003;

FERREIRA et al., 2007) e TRIX (Trophic Índex) (VOLLENWEIDER et al., 1998). Esses

dois modelos vêm sendo amplamente utilizados de forma sistemática em diversas localidades

mundiais.

1.1 OBJETIVO GERAL

Este projeto tem o objetivo geral de avaliar a susceptibilidade lagunar a eutrofização,

quantificar o estado trófico e o cenário futuro da eutrofização do Complexo Estuarino-

18

Lagunar Mudaú-Manguaba (AL), utilizando como ferramentas os índices de estado trófico

ASSETS e TRIX, como contribuição para o gerenciamento costeiro.

1.1.1 Objetivos Específicos

Realizar um levantamento espacial entre as fontes fluviais e marinhas, e temporal

durante as estações de chuva e estiagem, dos principais parâmetros físico-químicos e

hidrológicos do sistema relacionados com o processo da eutrofização a partir de um

banco de dados produzidos no âmbito do Projeto POLCAMAR (Convênio Brasil-

Alemanha 2006-2009), tais como: salinidade, precipitação, aporte de água doce,

nutrientes inorgânicos dissolvidos, oxigênio dissolvido e clorofila-a.

Avaliar o processo de eutrofização do sistema através do modelo ASSETS mediante o

estabelecimento de indicadores de pressão (susceptibilidade estuarino-lagunar a

eutrofização e aporte de nitrogênio), estado (sintomas primários e secundários da

eutrofização) e resposta (condições futuras).

Estabelecer índice de estado trófico do sistema lagunar através do modelo TRIX.

Comparar a validade da análise do estado trófico entre os modelos utilizados e

métodos de classificação anteriores.

Sugerir aprimoramentos dos modelos ASSETS e TRIX para os sistemas estuarino-

lagunares brasileiros, e o enquadramento da eutrofização dentro da legislação

brasileira

2 BASE TEÓRICA

2.1 A INTERFACE TERRA-MAR E OS IMPACTOS ANTRÓPICOS

A zona costeira representa a interface entre os compartimentos atmosférico, oceânico e

terrestre. Esses ambientes correspondem à área de transição onde a água do escoamento

continental é misturada com a água marinha (PRITCHARD, 1967; DYER, 1973) criando

condições específicas. Tais processos são controlados principalmente pela variabilidade

climática nas bacias de drenagem e pelas marés (BRANDINI, 2008). A zona costeira é

considerada como todos os ambientes da plataforma continental até a profundidade de 200 m,

incluindo ilhas, enseadas, baías, estuários e lagunas que ocupam, entre várias estimativas,

entre 7% a 10% da área superficial oceânica (26x106 a 36x10

6 km

2) ou aproximadamente 9%

do volume da sua camada superficial (3x106 km

3) (LAGRULA, 1966; DRAKE; BURK,

1974). Esse conceito de zona costeira inclui essencialmente toda a plataforma continental,

diferente de outros conceitos de que a zona costeira extende-se de certa elevação em terra até

certa profundidade no mar na plataforma continental. O Programa Internacional LOICZ

(Land–Ocean Interactions in the Coastal Zone), por exemplo, define a zona costeira

estendendo-se desde os 200m de altitude em terra até os 200 m de profundidade na plataforma

continental (LOICZ, 2006).

Os aportes dos rios constituem o principal fluxo de material continental para os

oceanos e podem influenciar o metabolismo do carbono em zonas costeiras de modo

considerável. Os fluxos de materiais através dos sistemas fluviais apresentam marcadas

diferenças sazonais e espaciais, principalmente em regiões tropicais e subtropicais que são

fortemente influenciadas por regimes climatológicos particularmente variáveis. Além disso,

os fluxos fluviais de carbono orgânico e nutrientes têm sido significativamente alterados pelas

atividades antrópicas, podendo modificar as condições do metabolismo em estuários e

localmente em plataformas continentais (GATTUSO et al., 1998). A interface entre os

20

sistemas marinhos e costeiros não é limitada pela linha de costa. Ela compreende ambientes

aquáticos contínuos, incluindo rios, lagos e estuários. A transferência de material entre esses

ambientes contínuos envolvem ecossistemas que atuam como filtros de materiais efetivos e

seletivos. A efetividade e seletividade dos processos de transformação, eliminação ou

imobilização de materiais durante a transferência através dos contínuos aquáticos dependem

do seu comportamento hidrobiogeoquímico e também da forte influencia da hidrologia e dos

usos e ocupação dos solos na bacia de drenagem (BIDONE et al., 1999; BILLEN, 1993).

Dentre os ecossistemas constituintes da zona costeira destacam-se os estuários,

definidos por Pritchard (1962) como uma endendação costeira que possui conexão restrita

com o oceano e mantém-se aberto ao menos intermitentemente, podendo ser subdividida em

três regiões: zona de água doce, de mistura e marinha. São reconhecidos como os ambientes

mais produtivos e biologicamente mais ricos das regiões costeiras (MANN, 1982;

MAGALHÃES et al., 2002) e responsáveis pela maior fração do aporte continental de

material em suspensão e nutrientes para os oceanos (KNOPPERS et al., 1999; JENNERJAHN

et al., 2006; MILLIMAN; SYVITSKY, 1982; ).

Existem diversas classificações para os sistemas estuarinos, dependendo de aspectos

hidrológicos e geomorfológicos (KJERFVE, 1994). A figura 1 apresenta uma classificação

clássica dos ecossistemas estuarinos, variando desde ecossistemas lagunares tipicamente

retentores de matéria até estuários deltaicos, considerados exportadores. No Brasil se

destacam os sistemas lagunares, que são corpos de água localizados na região de transição

entre o continente e o oceano, formados como resultado da elevação do nível do mar durante

o Holoceno/Pleistoceno e da construção das restingas arenosas através dos processos

marinhos, isolando parcial ou totalmente os corpos lagunares do oceano (KJERFVE, 1994).

As lagunas costeiras podem ser consideradas como um tipo de sistema estuarino, pois nesses

ambientes ocorre a mistura da água de origem fluvial com a água marinha.

21

Figura 1: Categorias Hidro-geomorfológicas de Sistemas Estuarinos.

Fonte: Kjerfve (1994).

Os ambientes costeiros estão sendo altamente impactados de forma direta e indireta

pelas atividades antrópicas, em uma escala muito maior que no oceano aberto. Entre essas

atividades, destacam-se: 1) queima de combustíveis fósseis e emissões atmosféricas de

grandes montantes de carbono (C) e quantidade menores de nitrogênio (N) e enxofre (S); 2)

desmatamento e conversão de áreas florestais em pastagens, terras agrícolas e centros urbanos

aumentando os aportes de carbono orgânico, sedimentos e nutrientes para as regiões costeiras;

3) aplicação de fertilizantes fosfatados e nitrogenados e pesticidas diretamente em terras de

cultivo agrícolas e conseqüente lixiviação dessas substâncias para a zona costeira através dos

rios, água subterrânea e atmosfera; 4) descarga de esgoto e detergentes na zona costeira; e 5) o

aquecimento global do final do século passado e a provável continuidade no século 21st, que

pode afetar a química do sistema carbonato e a temperatura das águas costeiras e

possivelmente alterar a composição das espécies e a estrutura das comunidades e taxas de

produtividade orgânica e calcificação de organismos excretores de carbonato em ecossistemas

marinhos e costeiros (VER et al., 1999).

Essas forçantes antropogênicas estão gerando modificações no balanço hídrico e

biogeoquímico, do metabolismo e da qualidade da água dos ecossistemas lacustres, estuarinos

e costeiros, resultando em alterações dos fluxos de água e matéria na interface terra-mar

(CROSSLAND et al., 2005; SYVYTSKI et al., 2005).

Neste contexto, enquadram-se as estimativas dos parâmetros básicos de qualidade da

água e seu monitoramento, estimativas do processo de eutrofização, relacionados à

mobilização e emissão de nutrientes pelas atividades antrópicas nas suas bacias e seu destino

22

na zona costeira (CROSSLAND et al., 2005). O papel da zona costeira atuante como um filtro

nessa zona de transição entre a terra e o mar, retendo matéria e nutrientes é de grande

importância (NIXON; PILSON, 1983; SHARP et al., 1984).

2.2 LAGUNAS COSTEIRAS

Dentro dos diversos ecossistemas geomorfológicos que compõe a costa brasileira

destacam-se as lagunas costeiras. Kjerfve (1994) definiu esses ambientes como corpos de

água localizados na região de transição entre o continente e o oceano, formados como

resultado da elevação do nível do mar durante o Holoceno/Pleistoceno e da construção das

restingas arenosas através dos processos marinhos, isolando parcial ou totalmente os corpos

lagunares do oceano. São corpos aquosos relativamente rasos, separados dos oceanos por uma

barreira, ou em alguns casos intermitentemente conectadas ao oceano por um ou mais canais

restritos. São consideradas como um dos ecossistemas mais produtivos do mundo,

constituindo cerca de 13% de todo o sistema costeiro (KJERFVE, 1994). Sua alta

produtividade primária está geralmente associada a um alto rendimento pesqueiro, sendo

áreas importantes para o abrigo e desenvolvimento de formas juvenis de diversas espécies. A

grande potencialidade de exploração dos recursos naturais torna essas áreas alvo crescente de

atividades humanas, as quais aumentam significativamente a carga de nutrientes que atinge

esses corpos d’água, tornando-os sujeitos a eutrofização cultural (NIXON, 1995; KNOPPERS

et al., 1999).

No Brasil ocorrem ao largo de toda a costa, constituindo a feição dominante no litoral

do Estado do Rio de Janeiro. No litoral brasileiro, lagoas costeiras são muito abundantes e

variam desde pequenas depressões, preenchidas com água da chuva e/ou mar, de caráter

temporário, até corpos d’água de grande extensões como a Lagoa dos Patos no Rio Grande do

Sul. O Brasil é um país que apresenta grande quantidade de lagoas costeiras de diversas

naturezas, sejam elas diretamente ligadas ao mar ou não (KNOPPERS; KJERFVE, 1999).

Geomorfologicamente, as lagunas podem ser classificadas de acordo com as

características dos canais que as conectam com o oceano como visto na Figura 2 (KJERFVE;

MAGILL, 1989):

23

LAGUNAS COSTEIRAS

1. Sufocadas

2. Restrita

3. Vazante

Figura 2: Classificação hidrogeomorfológica das lagunas costeiras.

Fonte: Kjerfve e Magiil (1989).

1) Lagunas “sufocadas” são caracterizadas por uma única ligação estreita com o mar,

dissipando a força da maré dentro do canal;

2) Lagunas “restritas” têm normalmente dois ou mais canais de ligação que permanecem

conectados com o mar em tempo integral;

3) Lagunas “vazantes” são caracterizadas pela presença de numerosas enseadas e a presença

de um ou mais canais que permitem uma troca intensa da água da laguna com o oceano.

A salinidade de uma laguna é controlada pela troca entra a água marinha, influxo de

água doce e pela taxa de evaporação local. A salinidade é um fator importante no controle da

distribuição da fauna e flora. As características hidrológicas são determinadas parcialmente

pela configuração, natureza e dimensão da ligação da laguna com o mar, como também pelo

balanço entre precipitação, entrada de água doce, pela evaporação, e pela entrada de água

salgada do mar relacionada à variação de maré (SILVA et al., 2004). No Brasil as lagunas

próximas ao litoral apresentam na composição química da água uma influência do aerossol

marinho, carregadas de íons oriundos da evaporação dos oceanos. Assim, lagunas costeiras

apresentam concentrações maiores de Na +, MG + e Cl-, em relação aos lagos interiores.

Smayda (1983) propôs uma classificação amplamente utilizada para os sistemas aquáticos em

seis classes de acordo com a salinidade das águas, a saber: águas doces (< 0,50 ‰),

oligohalinas (0,5 ‰ – 5 ‰), mesoalinas (5 ‰ – 18 ‰), polihalinas (18 ‰- 30 ‰), euhalinas

(30 ‰ – 40 ‰) e hiperhalinas (> 40 ‰).

24

Os processos de deposição e acumulação de sedimentos em ambiente lagunar estão

intrinsecamente associados às fontes de sedimentos e aos processos operantes na laguna. Os

sedimentos são transportados pelos rios, que representam a principal fonte de sedimentos para

este ambiente, pelas correntes de marés, e pelos ventos. Os depósitos lagunares podem incluir

matéria orgânica, concha, guano e turfa. Em regiões de clima árido ocorre a precipitação

química de sal, calcita e dolomita. A distribuição de sedimentos e as estruturas sedimentares

dentro da lagoa são controladas principalmente pelas condições de circulação, hidrodinâmica

e disponibilidade de sedimentos (SILVA et al., 2004).

De modo geral as lagoas costeiras possuem pequena taxa de renovação de águas, com

longo tempo de residência. São efêmeras na escala de tempo geológico e sua existência

depende principalmente das flutuações do nível do mar e da interferência humana

(FERNANDEZ, 1994). Também podem ser caracterizadas como áreas de rápida acumulação

de sedimentos de granulometria fina, ricas em materiais orgânicos de origem autóctone e

alóctone, em razão da minimização de fontes de energia como marés, ondas e correntes.

A baixa profundidade aliada à mistura da coluna de água através da ação dos ventos,

convecção da temperatura e correntes garante um sensível acoplamento entre a água e os

sedimentos, ou seja, entre os compartimentos pelágicos e bentônicos. Uma das características

universais de todos os ecossistemas é a interação dos componentes autotrófico e heterotrófico.

O maior metabolismo autotrófico ocorre no substrato superior, o ‘’cinturão verde’’, composto

de plantas que contem clorofila, em que predominam a fixação de energia luminosa, o uso de

substâncias inorgânicas simples e a construção de substâncias orgânicas complexas. O

metabolismo heterotrófico mais intenso ocorre no ‘’cinturão marrom’’ (sedimentos, matéria

em degradação, raízes, dentre outros), que fica abaixo, local onde a matéria orgânica se

acumula nos sedimentos (ODUM; BARRET, 2007). Os ecossistemas podem variar no tempo

e espacialmente dentre características predominantemente autotróficas e heterotróficas.

Devido à elevada disponibilidade de nutrientes e grandes diversidades biológicas, os

ambientes lagunares apresentam altas taxas de produção primária (KNOPPERS et al., 1999).

A maioria das lagunas costeiras é rica em matéria orgânica, e sustentam de médias a altas

taxas de produção primária, variando de 200 a 500 gC/m2/ano e rendimentos pesqueiros da

ordem de 60 a 120 ton/hectares/ano (NIXON, 1982; KNOPPERS, 1994; KNOPPERS et al.

1999). Elas eficientemente retêm e reciclam material biogênico devido ao limitado acesso ao

oceano, prolongados tempo de residência e também pela sua baixa profundidade, sendo

altamente susceptíveis ao desenvolvimento do processo da eutrofização (KJERFVE, 1986;

KNOPPERS et al., 1999). As lagunas costeiras são consideradas ecossistemas ideais para o

25

desenvolvimento de aquacultura, psicultura e extração de sal. Em termos de produtividade

primária podem ser comparadas a regiões de ressurgência em relação ao volume de nutrientes

que possuem (SILVA et al., 2004). Essas características fazem dos sedimentos e da coluna de

água de ambientes lagunares importantes reservatórios de matéria orgânica em escala global

(HEDGES; KEIL, 1995; RIBEIRO et al., 2011).

2.3 A PROBLEMÁTICA DA EUTROFIZAÇÃO

i) O que é eutrofização

A maioria dos ecossistemas naturais e a maioria das espécies nativas estão adaptadas

aos ambientes com baixos teores de nutrientes conforme as condições encontradas nos

oceanos. O enriquecimento de nutrientes, principalmente nitrogênio (N) e fósforo (P), abre

portas para espécies oportunistas do tipo ‘’daninhas’’, que estão adaptadas às condições de

altos teores de nutrientes (ODUM; BARRET, 2007). Ao longo das últimas cinco décadas,

diversos ecossistemas aquáticos (incluindo lacustres, estuarinos e costeiros) tornaram-se os

ambientes mais fertilizados do planeta. A eutrofização refere-se ao processo de

enriquecimento de nutrientes e matéria orgânica em corpos aquáticos favorecendo a produção

primária. Caracteriza-se como um processo natural de ‘’envelhecimento’’ dos ecossistemas,

mas tornou-se um problema generalizado de qualidade da água quando acelerado por

atividades antropogênicas ao longo das bacias de drenagens principalmente em localidades

densamente povoadas (RYTHER; DUNSTAN, 1971; LIKENS, 1972; GOLTERMAN;

OUDE, 1991; NIXON, 1995; CLOERN, 2001). Existe um consenso de que a eutrofização

costeira é um problema mundial (NOAA, 1996; NIXON, 1995; CLOERN, 2001; BRICKER

et al., 2003; CONLEY et al., 2009). Condições eutróficas são evidentes em virtualmente todas

as águas costeiras perto de grandes adensamentos urbanos, sendo especialmente aguda em

áreas marinhas semi-fechadas, as quais tem interações bastante limitadas com ambientes

pelágicos adjacentes (MARSON, 1996).

A adição de nutrientes aos ambientes aquáticos ocorre naturalmente como resultado do

intemperismo geológico, drenagem continental (superficial e subterrânea) e aportes advindos

de águas profundas através da ressurgência costeira (BOESCH, 2002; BRICKER et al., 2008).

Entretanto, as atividades humanas têm aumentado em muitas vezes as entradas de nutrientes

para águas costeiras se comparados com as concentrações naturais de base (BOESCH, 2002;

SCAVIA; BRICKER, 2006; FERREIRA et al., 2007). A eutrofização (também chamada

26

eutroficação) antropogênica ou cultural é o termo empregado para diferenciar a ação do

homem daquela de causas naturais na evolução dos ambientes aquáticos (HENRY et al.,

1983). A modificação de um ambiente de natureza oligotrófica para um quadro eutrófico é

resultado da aceleração na taxa de desenvolvimento evolutivo do ecossistema. Entretanto,

recentes evidências sugerem que o padrão clássico de sucessão de condições de ambientes

pobremente nutridos para ambientes altamente nutridos ao longo do tempo não é

necessariamente seguido em ecossistemas aquáticos não afetados por atividades humanas

(ENGSTROM et al., 2000; SMITH et al., 2006).

A evolução de mudanças históricas no aporte de nutrientes revelou que estuários têm

sofrido um incremento de 6-50 vezes o aporte de N e aumentos de 18-180 no aporte de P se

comparado com condições naturais (CONLEY, 2000). O aumento da produção de fertilizantes

nitrogenados (processo Haber-Bosch) e da mineração de rochas fosfatadas propiciou o

aumento exponencial do consumo de fertilizantes inorgânicos pela agricultura a partir da II

Guerra Mundial. Entre 1950 e 1994 ocorreu um aumento médio anual para no consumo global

de fertilizantes contendo N e P de 7% e 4%, respectivamente. O consumo mundial de

fertilizantes após 1994 tem aumentado em ritmos menores, a taxas anuais médias de 2,5%

para o N e 3% para o P (VER et al., 1999).

As fontes de nutrientes e materiais orgânicos para os ecossistemas costeiros podem ser

classificadas em dois grupos: fontes pontuais e as fontes difusas. A relativa contribuição

desses dois tipos pode se diferenciar muito de bacia para bacia e depende principalmente da

densidade populacional e dos tipos de usos dos solos (SMITH et al., 1999; JICKELLS, 1995).

Entre as fontes pontuais destacam-se os emissários de águas residuais de esgotos domésticos e

industriais, que podem ser facilmente localizadas e seus impactos podem ser mensurados

diretamente (ROSSI et al., 1992). Entretanto, a maior contribuição de nutrientes para os

ambientes costeiros é proveniente de fontes difusas e altamente variáveis dependendo

principalmente dos padrões climáticos e regimes hidrológicos, de difícil estimativas e controle

(BORUM, 1996). As fontes difusas incluem a deposição atmosférica (húmida e seca), erosão

terrestre, intemperismo de minerais e fontes antropogênicas. As últimas são relacionadas

diretamente com as atividades humanas que provocam emissões de nutrientes, como

aplicação de fertilizantes agrícolas, acúmulo de poeira e lixo, desmatamento, crescimento

populacional desordenado com o descarte de efluentes sem tratamento, desenvolvimento

industrial, perda de materiais dos solos associados práticas agrícolas e agropecuárias, queima

de combustíveis fósseis e sobrepesca (LIKENS, 1972; BOESCH, 2002; DUARTE, 2009).

ii) N e P como fatores limitantes da produtividade primária aquática

27

A eutrofização dos corpos d’água depende principalmente das suas cargas de

nutrientes. O conceito de limitação da produtividade primária por nutrientes pode ser

considerado a chave da pesquisa da eutrofização. Com efeito, isto implica: (a) que um

nutriente chave será o principal fator limitante para o crescimento de plantas em um dado

ecossistema, (b) o crescimento de plantas em um dado ecossistema será proporcional à razão

de fornecimento do nutriente e (c) que o controle da eutrofização será associado por restrição

da carga deste nutriente para o ecossistema (SMITH et al., 1999; HÉLÈNE; VUILLEIN,

2001).

O sucesso para o estabelecimento de produtores primários aquáticos obedece a “Lei do

Mínimo de Liebig”, através da qual o crescimento de um organismo é limitado pela

substância disponível nas quantidades mínimas relativas às suas necessidades para

crescimento e reprodução (ODUM, 1988). O conceito de nutriente limitante é baseado na

premissa de que a uma dada estequiometria celular das plantas aquáticas, o nutriente que irá

controlar a máxima quantidade de biomassa vegetal é o nutriente que será exaurido

primeiramente, ou aquele que atinge um valor mínimo antes dos outros (SALAS; MARTINO,

2001).

Em ambientes de água doce o P é usualmente o principal fator limitante, enquanto em

regiões estuarinas e costeiras a disponibilidade de N torna-se mais importante (HOWARTH;

MARINO, 2006). Entretanto, principalmente em ambientes temperados, outros fatores como

a disponibilidade de luz e temperatura da água atuam como controladores do fenômeno da

eutrofização (TOLEDO et al., 1984; TUNDISI et al., 1988; ESTEVES; BARBOSA, 1986).

A limitação por N ou P pode ainda variar espacialmente e temporalmente em estuários

tropicais devido a variabilidades climáticas sazonais governadas por mudanças na

precipitação, fluxos fluviais e taxas de trocas de águas com a maré (KNOPPERS et al., 1999).

Estudos recentes têm questionado a limitação de nutrientes por um único fator

limitante, como a disponibilidade de N ou P, ou seja, a limitação da produtividade primária

dependeria de multi-fatores atuantes de forma sinérgica (HARPOLE et al., 2011). Além disso,

um estudo de meta-análise publicado por Elser et al. (2007) não encontrou diferenças na

produtividade primária em ecossistemas terrestres, líminicos e marinhos em relação a

disponibilidade de P e N, da forma que os ecossistemas aquáticos seriam igualmente limitados

por P e N, independente de serem ambientes terrestres, transicionais ou marinhos.

iii) Os sintomas da eutrofização

O aumento da produção primária, considerada como sintoma primário e direto da

eutrofização através do crescimento excessivo de microalgas e macroalgas, pode desencadear

28

outros sintomas secundários mais ou menos severos, dependendo do estágio do processo

eutrófico. Tais sintomas podem ser: desenvolvimento de florações de algas nocivas e/ou

tóxicas (Harmful Algae Blooms, HABS); mudança na dominância da produtividade passando

do ambiente bêntico para o pelágico especialmente em águas rasas; perda de vegetação

aquática submersa (VAS); baixos níveis de oxigênio dissolvido (OD), podendo ocasionar

hipoxia (0 – 2 mg.L-1

) e anoxia (ausência de OD); alterações de teias e cadeias alimentares, e,

por fim, a perda da biodiversidade como o estágio mais severo (BRICKER et al., 1999;

ANDERSON et al., 2002; CLOERN, 2001; FERREIRA et al., 2005; GLIBERT et al., 2010).

De uma forma geral, os ambientes mais susceptíveis naturalmente a eutrofização são

aqueles com alto tempo de residência das águas, baixas variações de marés, baixos aportes

fluviais e estratificação vertical da coluna de água. Essas características físicas propiciam

maior tempo de retenção de nutrientes nos sistemas e, por conseqüência, maior

disponibilidade para os produtores primários (NIXON, 1991; KNOPPERS et al., 1999;

FERREIRA et al., 2007; PAINTING et al., 2007).

Uma vez iniciada a floração algal (que pode ser tóxica e nociva), uma das primeiras

conseqüências é o aumento da turbidez das águas e a diminuição da penetração da luz para as

camadas mais profundas do ambiente. A falta de luz para as espécies estabelecidas em regiões

mais profundas da coluna de água pode provocar a inibição da fotossíntese, ocasionando a

morte da vegetação aquática submersa, dependendo também do tempo de duração e

abrangência da floração. Durante a fase de senescência, parte da matéria orgânica produzida

pelo florescimento algal tende a sedimentar e a decompor-se, o que gera exaurimento de

oxigênio dissolvido na coluna de água, principalmente em camadas de água mais próximas ao

fundo devido à utilização do oxigênio pelas bactérias para a decomposição do material

produzido excessivamente. Baixos índices de oxigênio são responsáveis por mortandades de

peixes e outras espécies sensíveis a hipoxia e anoxia. A mortandade de espécies pode diminuir

a beleza cênica local, produzir cheiros desagradáveis e toxinas diversas emitidas pelas

bactérias que degradam a matéria orgânica e podendo, em ultima instância, diminuir a

diversidade de espécies no local caso o processo não seja interrompido de alguma forma. A

eutrofização trata-se de um processo complexo, que evolui em forma de cadeia (BRICKER et

al., 2003; FERREIRA et al., 2011;), cuja característica principal é a quebra de homeostasia do

sistema (SILVA et al., 2008).

Além de todo impacto ambiental, a eutrofização também traz sérios prejuízos

econômicos e sociais. Os prejuízos econômicos incluem a diminuição da captura pesqueira no

local onde o processo de eutrofização é atuante (afetando principalmente os pescadores que

29

praticam pesca artesanal em pequena ou média escala), além de diminuição da visitação

turística, caso seja um ambiente de conhecido apelo turístico. Esse panorama gera sérias

conseqüências adversas para diversos setores da sociedade. No caso da questão social (além

de agregar os prejuízos ambientais e econômicos citados acima especialmente em populações

de baixa renda), torna-se preocupante a questão da saúde pública.

Segundo dados da NOAA (2010), os prejuízos econômicos atribuídos as HABs em

áreas costeiras dos EUA chega a U$ 82 milhões de dólares.ano-1

, dos quais U$ 38 milhões são

referentes a diminuição da pesca comercial, U$ 4 milhões atribuídos a diminuição do turismo

recreacional, U$ 37 milhões atribuídos a gastos públicos com doenças associadas aos HABs

(como hepatite viral, cólera, intoxicações por diversas toxinas produzidas pelas cianobactérias

presentes nas florações algais, etc.) e U$ 3 milhões destinados ao monitoramento e

gerenciamento do problema.

iv) Eutrofização x Estado Trófico

Importante identificar a diferença entre eutrofização e estado trófico. A eutrofização,

como já definida anteriormente, trata-se de um processo, enquanto o estado trófico, como a

própria denominação sugere, trata-se de um estado ou grau de nutrição momentânea do

ambiente. O monitoramento e avaliação do estado trófico dos ambientes é uma forma de

compreender o processo da eutrofização. O estado trófico pode ter 4 ou 5 classificações,

dependendo do trabalho referencial. A classificação do estado trófico, em geral, é realizada

dentre as seguintes categorias, do menos nutrido para o mais nutrido: ultraoligotrófico,

oligotrófico, mesotrófico, eutrófico e hipertrófico (Tabela 1). Essa classificação pode variar

de acordo com o autor da classificação, pois alguns trabalhos não consideram as

classificações de ultraoligotrofia e hipertrofia.

Tabela 1: Classificação do estado trófico e condições da produtividade primária no ambiente

(adaptado de PENNA et al., 2004; NASROLLAHZED et al., 2008)

Estado Trófico Condições do ambiente

Excelente (Ultraoligotrófico) Muito pobremente produtivo e muito baixo

estado trófico

Alto (Oligotrófico) Pobremente produtivo e baixo estado trófico

Bom (Mesotrófico) Moderadamente produtivo e médio estado trófico

Moderado (Mesotrófico a Eutrófico) Moderadamente a altamente produtivo e alto

estado trófico

Pobre (Eutrófico) Altamente produtivo e o mais alto estado trófico

30

Os indicadores que definem a classificação do estado trófico não foram informados na

tabela 1, pois dependem do trabalho referencial. Ao longo do tempo, mais especificamente

nas últimas 4 décadas, diversos métodos e abordagens conceituais têm sido desenvolvidos

para a avaliação do processo de eutrofização e o estabelecimento do estado trófico de corpos

aquáticos (VOLLENWEIDER, 1968; CARLSON, 1977; LAMBOU et al., 1983;

VOLLENWEIDER et al., 1998; BRICKER et al., 1999; CONLEY, 2000; NOBRE et al.,

2005; SCAVIA; BRICKER, 2006; PAERL, 2008; PRIMPAS; KARYDIS, 2010; DEVLIN et

al., 2011; FERREIRA et al., 2011).

Alguns índices de estado trófico são baseados na concentração dos nutrientes, outros

usam a biota e muitos usam a combinação da biota com os nutrientes (BEATY; PARKER,

1994). O primeiro trabalho a estabelecer índice trófico foi realizado por Wollenweider (1968),

que estabeleceu o índice com base na concentração de fósforo total (PT) e no tempo de

residência das águas. O trabalho de Carlson (1977) também é considerado um dos primeiros

estudos sobre a construção de índice de estado trófico para ambientes de água doce, o qual

utiliza como indicadores as concentrações de PT, clorofila-a e turbidez. O trabalho de Nixon

(1995) estabeleceu pioneiramente o estado trófico para ambientes costeiros através do

suprimento de carbono orgânico. Outras classificações podem ser apontadas, baseadas em

fatores únicos, tais como: Organization for Economic Cooperation and Development (OECD,

1982) e Vollenweider e Kerkes (1983), através das concentrações de clorofila-a ou PT;

European Environmental Agency (EEA, 1999), que utiliza concentrações de nitrogênio

inorgânico dissolvido (NID) ou fósforo inorgânico dissolvido (PID) para estabelecimento do

índice, entre outras.

v) Ferramentas de Análise

O desenvolvimento contínuo de ferramentas de avaliação tem enfatizado a importância

de estabelecer ligações mais estreitas entre fatores causais (nutrientes) e os efeitos diretos e

indiretos da eutrofização (PAINTING et al., 2007). De acordo com recentes visões, as simples

avaliações do enriquecimento de nutrientes em comparação com condições de referências

regionais específicas não fornecem informações sobre o processo da eutrofização. Em adição

ao estabelecimento dos índices através dessas variáveis padrões para o monitoramento da

eutrofização, tornou-se necessário o desenvolvimento e adoção de índices que combinam

indicadores quantitativos e qualitativos para a avaliação das condições tróficas (IZZO et al.,

1997), ou seja, índices baseados em multi-parâmetros.

31

A seleção de indicadores chave é requerida para descrever adequadamente o estado

trófico do ambiente. A adoção de índices multiparamétricos é considerada uma grande

evolução para classificação de estado trófico e monitoramento da eutrofização, pois não

apenas uma variável é utilizada para o estabelecimento do estado trófico, mas múltiplos

indicadores. Trabalhos recentes foram publicados estabelecendo índices baseados em

multiparâmetros, como o TRIX (VOLLENWEIDER et al., 1998), ASSETS (BRICKER et al.,

1999, 2003), OSPAR Comission (2005), dentre outros. Tais parâmetros devem refletir

gradientes de impactos induzidos por atividades antrópicas, nos quais um aumento no aporte

de nutrientes irá levar a um decaimento da qualidade da água (FERREIRA et al., 2011).

Com base na necessidade do desenvolvimento de índices mais complexos e robustos

para avaliar o processo trófico a nível nacional, os EUA criaram a National Estuarine

Eutrophication Assessment (NEEA), que foi uma iniciativa conjunta de um grupo de

especialistas de estudos da eutrofização em estuários e regiões costeiras da National Oceanic

and Atmospheric Administration (NOAA) e National Centers for Coastal Ocean Science

(NCCOS) (BRICKER et al., 1999; 2003). A metodologia ASSETS foi desenvolvida pela

NOAA em parceria com o Instituto do Mar (IMAR) de Portugal, e trata-se de uma atualização

dos métodos utilizados pela NEEA, tornado-os mais precisos e amplamente aplicáveis a

diferentes tipos de ecossistemas aquáticos. O modelo ASSETS pode ser aplicado

comparativamente para classificar o estado da eutrofização de estuários e regiões costeiras, e

para direcionar opções de gestão. No início da década de 90, começou a ser realizado um

exaustivo levantamento da problemática da eutrofização em nível nacional nos EUA,

produzindo diversas publicações em livros, periódicos científicos e relatórios, que podem ser

acessados no site do programa (NEEA, 2011). Desde então a metodologia vem sendo

utilizada e monitorada, com uma série temporal de mais de 20 anos de dados. O

levantamento abrange aproximadamente 190 sistemas estuarinos e costeiros, cobrindo cerca

de 95% da área superficial costeira dos EUA. Em Portugal o índice ASSETS também foi

amplamente utilizado, cobrindo a maioria dos ecossistemas costeiros. O objetivo da NEEA,

através da abordagem ASSETS, é conduzir monitoramento a longo prazo, avaliação e

pesquisa de atividades com o intuito de resultar em apropriadas medidas de gerenciamento

ambiental do enriquecimento por nutrientes.

O modelo ASSETS trabalha com componentes quantitativos, semiquantitativos e

qualitativos para fornecer indicadores pressão-estado-resposta (PER). O índice pressão leva

em conta a susceptibilidade natural do sistema (determinada pelo volume, range de maré,

mistura de água e fluxo do rio) e o aporte de nitrogênio natural e antrópico; o índice estado

32

agrega indicadores dos sintomas primários (níveis de clorofila-a e cobertura espacial de

macroalgas) e secundários da eutrofização (níveis de oxigênio dissolvido OD, harmful algae

blooms HABs e vegetação aquática submersa VAS); o índice resposta estabelece a previsão

futura na mudança esperada em relação ao aporte de nutrientes para o sistema (melhora, piora

ou sem mudança); os três índices são agregados em uma classificação ASSETS final

(BRICKER et al., 2003). Na seção materiais e métodos o método é descrito de uma forma

mais detalhada. Essa metodologia integrada foi aplicada em diversos estuários dos EUA,

Europa, União Européia e China (BRICKER et al., 1999, 2003; SCAVIA; BRICKER, 2006;

FERREIRA et al., 2007; XIAO et al., 2007; WHITALL et al., 2007; BRICKER et al., 2008).

No Brasil, estudos recentes em nível de mestrado e doutorado aplicaram o modelo em

estuários da região sul do Brasil (MIZERKOWSKI, 2007, 2011), sudeste e nordeste

(ESCHRIQUES, 2011).

O índice TRIX foi primeiramente desenvolvido e proposto para águas eutróficas do

Mar Adriático (VOLLENWEIDER et al., 1998). Os parâmetros utilizados para o cálculo

incluem fatores que são expressão direta da produtividade, como clorofila-a e o desvio das

condições de saturação do oxigênio dissolvido (OD) e fatores nutricionais disponíveis no

ecossistema, que são o nitrogênio inorgânico dissolvido (NID) e o fósforo inorgânico

dissolvido (PID).

Vasceta et al. (2008) apontam alguns pontos positivos do índice TRIX: indicador de

tendências espaciais e temporais da eutrofização, sintetização de informações ambientais,

fornecimento de respostas frente a ações gerenciais poliíticas e fácil aplicação. Esse índice foi

adotado pela Legislação Italiana, com o objetivo de monitorar o estado trófico em águas

costeiras italianas. Diferente do ASSETS, que considera o levantamento do Estado Trófico

em grandes regiões de mesma salinidade, esse índice pode ser estabelecido para pontos

amostrais específicos, desde que haja boa resolução temporal de dados. O índice vem tendo

grande aplicação em regiões costeiras mundiais, tais como: Itália, Eslovênia, Noruega,

Turquia, Portugal, Região Nordeste do Golfo Pérsico, Mar Cáspio, Mar Negro, Mar Báltico e

Mar Adriático (VOLLEINWEIDER et al., 1998; MONCHEVA et al., 2002; GIOVANARDI;

VOLLEINWEIDER, 2004; ARTIOLI et al., 2005; BENDORICCHIO; DE BONI, 2005;

PARKHOMENKO et al., 2003; PENNA et al., 2004; VASCETTA et al., 2004; TAEBI et al.,

2005; YURGA et al., 2005; COELHO et al., 2007; NASROLLADEH et al., 2008; PRIMPAS;

KARYDIS, 2011).

vii) Gestão Ambiental da Eutrofização: modelos ecológicos e ferramentas de análise

33

Pela definição, qualquer descrição ou abstração de um sistema ou processo é

considerada um modelo (GORDON et al., 1996). Em ciências, modelos são ferramentas que

ajudam a contextualizar, integrar e generalizar conceitos científicos. A aplicação de modelos é

grandemente dependente do campo científico, do problema estudado ou das ferramentas

comumente usadas em campos particulares. Portanto, um modelo pode ser considerado

qualquer representação simplificada de alguns aspectos do mundo real, e modelos

matemáticos apresentam essa simplificação na forma de uma série de equações matemáticas.

Em geral, pela simplificação da realidade, modelos matemáticos permitem respostas do

sistema à perturbação, que podem ser testadas computacionalmente. Funcionam da forma

pressão-estado-resposta (PER). Os produtos da modelagem podem ser bastante diversos,

desde simples estimativas de fluxos de materiais e energia, até descrições de interações

complexas entre os diversos componentes de um ecossistema.

Outro ponto a ser considerado na modelagem é sobre o balanço entre a disponibilidade

de dados e o conhecimento do sistema a ser modelado. Suficiente conhecimento desses dois

aspectos é necessário para realizar análises bem sucedidas. Holling (1978) promoveu uma

classificação muito útil, que colocou a modelagem no contexto científico (Figura 3). O eixo

horizontal representa o grau de conhecimento científico do sistema, enquanto o eixo vertical

descreve a quantidade da dados disponíveis do sistema. O diagrama é apresentado em quatro

domínios. O domínio 3 é onde todos querem chegar, ou seja, bom entendimento do sistema

suportado por uma boa base de dados. No entanto, esse domínio é raramente atingido nas

ciências marinhas e ecológicas. Podemos incluir nesse domínio, por exemplo, a previsão de

marés e os modelos globais de ciclos hidrológicos. O domínio 1 incluem aqueles sistemas

com boa quantidade de dados, mas pouco entendimento do ambiente. Esse muitas vezes é o

caso de alguns ramos das ciências marinhas. O domínio 4 é o domínio mais comum sobre a

pesquisa em biogeoquímica em ambientes costeiros, em que existe pouca disponibilidade de

dados e baixo conhecimento dos ambientes. Às vezes, temos bom conhecimento conceitual ou

idéia de como o sistema opera, baseado em estudos pretéritos realizados em sistemas

similares, mas poucos dados que suportem nossa hipótese, como para o domínio 2. Nesses

dois últimos domínios, 2 e 4, é onde a modelagem é mais utilizada e eficiente.

34

Conhecimento do Ambiente

Disp

on

ibilid

ade d

e Dad

os

Figura 3. Gráfico representado por quatro domínios, relacionando a disponibilidade de dados

e o nível de conhecimento de um dado ecossistema.

Fonte: Holling (1978)

No contexto da gestão ambiental, existe uma demanda crescente no desenvolvimento

de modelos e indicadores frente ao avanço das ameaças e potenciais conflitos nos usos dos

recursos naturais. Os modelos de pressão-estado-resposta (PER) e DPSIR (driving-pressure-

state-impact-response) são marcos conceituais para a definição de indicadores e tem sido

amplamente descritos e utilizados na avaliação ambiental (BELIAEFF; PELLETIER, 2011).

A detecção e a avaliação do enriquecimento por nutrientes é uma importante questão

ambiental e sócio-econômica no gerenciamento e conservação de regiões costeiras e

marinhas. Faz se necessário a seleção de indicadores chaves que irão adequadamente

descrever o estado da eutrofização do ambiente permitindo aos gestores e formuladores de

políticas públicas tomar decisões sobre a mediação dos problemas ligados a hipernutrificação

(DEVLIN et al., 2011).

A metodologia DPSIR (Figura 4) segue um sistema de retroalimentação no qual as

forças motrizes (D) do desenvolvimento social e econômico desenvolvem pressão externa (P)

sobre os ambientes, provocando mudanças no estado (S/E) e potencialmente provocando

impactos (I) adversos sobre a saúde dos ecossistemas. A resposta (R) trata-se do que é

esperado ao longo do tempo com base em ações de gestão ambiental (aumento ou diminuição

das forçantes externas sobre o ambiente). As abordagens que utilizam modelos de PER são

consideradas simplificações da metodologia DPSIR, pois enquanto a primeira utiliza três

grandes pilares a segunda é baseada em 5 pilares, mas em ambas a essência da modelagem é a

mesma, ou seja, indicadores pressão-estado-resposta com retroalimentação em forma de

ciclos fechados. Esses modelos conceituais tem a intenção de identificar relações causais entre

os componentes, sendo importantes para determinar e avaliar os impactos adversos. As

35

utilizações desses indicadores correspondem a simplificações das complexidades sócio-

ambientais encontradas nos diversos ecossistemas mundiais (BORJA; DAUER, 2008).

Opções de Gerencia-

mento

Pressões Ambientais

Mudanças do EstadoAmbiental

Impactos

ForçantesSócio-

Econômicos

SEDIMENTOS

Figura 4: Esquema mostrando os indicadores de pressão (forçantes sócio-econômicas), estado

(mudanças do estado ambiental e impactos) e resposta (opções de gerenciamento) (PER).

2.4 EUTROFIZAÇÃO NO BRASIL E A LEGISLAÇÃO AMBIENTAL BRASILEIRA

Um dos mais sérios problemas enfrentados no Brasil é a falta de saneamento

ambiental, principalmente em relação ao tratamento de efluentes domésticos e industriais. Em

muitas localidades até existe a coleta dos resíduos, porém o tratamento fica restrito somente a

aproximadamente 10% do montante coletado (IBGE, 2011). Este cenário reflete-se em

grandes quantidades de matéria orgânica e nutrientes sendo despejados ‘’in natura’’ em

diversos ecossistemas aquáticos brasileiros e a eutrofização é considerada uma das maiores

ameaças aos sistemas costeiros brasileiros, particularmente naqueles densamente povoados

(MIZERKOWSKI, 2011), podendo citar como exemplos: Baía de Guanabara (RJ), Laguna de

Araruama (RJ), Laguna de Piratininga (RJ), Complexo Lagunar Mundaú-Manguaba (AL),

Baía de Santos (SP), entre outros (KNOPPERS et al., 1999; MAIOLI et al., 2010; MARTINS,

2005).

O Brasil possui uma legislação ambiental considerada bastante rigorosa e abrangente

em alguns aspectos, mas deficitária em outros como no caso da problemática da eutrofização.

Outra grande dificuldade enfrentada no âmbito jurídico brasileiro é a ausência da correta

aplicação das leis, ou seja, as leis existem, as infrações existem, as penalidades existem, mas a

fiscalização e aplicação dessas leis é demasiadamente burocrática e ineficiente. A Lei

36

6938/1981 estabelece a Política Nacional do Meio Ambiente, cujos principais objetivos são

garantir a preservação, a melhora e a recuperação da qualidade ambiental. Outra Lei que

merece destaque é a 9605/1998, conhecida como a Lei de Crimes Ambientais, que dispõe

sobre as sanções penais e administrativas para condutas e atividades lesivas ao meio

ambiente, e dá outras providências. Essas duas leis são consideradas marcos no direito

ambiental brasileiro. Mais específica, a Resolução CONAMA 357/2005 dispõe sobre a

classificação e diretrizes ambientais para o enquadramento dos corpos de águas superficiais,

bem como estabelece as condições e padrões de lançamentos de efluentes em ecossistemas

aquáticos.

Leis e Resoluções específicas sobre a problemática da eutrofização – como as

existentes para a União Européia, onde é definida até mesmo a sensibilidade dos ambientes ao

enriquecimento por nutrientes (Decreto-Lei n.º 152/97, Decreto-Lei n.º 348/98, Decreto-Lei

n.º 149/2004, Decreto-Lei n.º 198/2008; INAG, 2011) – não existem na Legislação Ambiental

Brasileira. A única menção a eutrofização é verificada na Resolução CONAMA 357, de

forma muito superficial e sem critérios científicos. Tal resolução afirma, em seu art. 10,

parágrafo 3, que “para águas doces de classes 1 e 2, quando o nitrogênio for fator limitante

para eutrofização, nas condições estabelecidas pelo órgão ambiental competente, o valor de

nitrogênio total (após oxidação) não deverá ultrapassar 1,27 mg/L para ambientes lênticos e

2,18 mg/L para ambientes lóticos, na vazão de referência ”. Dentro de toda a Legislação

Ambiental, a única menção a eutrofização resume-se a esse parágrafo supracitado.

Além da ausência da eutrofização como temática na legislação ambiental brasileira,

também inexistem programas e incentivos governamentais relacionados com o diagnóstico,

avaliação e monitoramento da eutrofização em ecossistemas estuarinos e costeiros a nível

nacional. A recuperação de locais degradados por nutrientes oriundos de atividades agrícolas

e urbanos anda a passos muito lentos. Obras de melhoria são verificadas muito esparsamente e

com pequena escala espacial. O que se verificam são esforços realizados localmente,

principalmente em Centros de Pesquisas de Universidades Públicas.

No Brasil, um país emergente e de médio crescimento econômico, mas com sérios

problemas relacionados com a sustentabilidade do seu desenvolvimento social e ambiental, o

gerenciamento e proteção dos ambientes marinhos e costeiros frente aos diversos impactos

provocados pelo enriquecimento por nutrientes é ainda um tópico de estudo incipiente

realizado por institutos ambientais estaduais, ONGs (Organização Não-Governamentais) e

principalmente em centro de pesquisas de universidades. Levantamentos de dados

sistemáticos e políticas públicas que incentivem e suportem a avaliação, prevenção, combate e

37

monitoramento especificamente sobre a problemática da eutrofização ainda não existem em

nível Federal de Governo, como os existentes em outros países da União Européia através da

Water Framework Directiver (WFD), na Itália (TRIX) e nos EUA National Estuarine

Evaluation Eutrophication Assessment (NEEA).

O Brasil deve buscar por ações de gerenciamento ambiental que foram implantadas

com sucesso em outras regiões do mundo. A WFD representou um marco em termos de

avanços e mudanças no gerenciamento da qualidade das águas na Europa. Foram

estabelecidas diferentes metas de qualidade baseadas em propriedades físico-químicas das

águas em função da estrutura ecológica dos sistemas naturais. Esses padrões ecológicos

devem ser definidos tendo como referencia as condições ecológicas esperadas na ausência ou

quase ausência dos impactos humanos. A obrigação estabelecida pela WFD é alcançar um

bom estado ecológico em todos os corpos de água até o ano de 2015 (DEVLIN et al., 2007).

Na Europa, a proteção e gerenciamento ambiental têm sido historicamente conduzidos

por agências locais e nacionais. Essa forma gerencial começou a mudar através da criação de

longas listas diretivas relacionadas com o gerenciamento dos recursos aquáticos. A Water

Framework Directive (WFD) é a mais importante dessas diretivas, pois reúne a legislação

vigente em vigor na Comunidade Européia e estabelece metas de qualidade para o estado

ecológico. O desenvolvimento de avaliações ecológicas e classificações dos sistemas é uma

das partes mais importantes e tecnicamente desafiadoras da WFD. A WFD classifica as águas

superficiais com base em “elementos de qualidade” (DEVLIN, 2007).

No gerenciamento, monitoramento e pesquisa da eutrofização nos EUA destaca-se o

trabalho de Bricker et al. (2007), que fazem valiosas considerações obtidas ao longo de mais

de 20 anos pesquisa na costa americana.

2.5 JUSTIFICATIVA

Este trabalho trará resultados relacionados à avaliação da eutrofização e ao

estabelecimento de índices de estado trófico em um sistema lagunar que recebe grandes

quantidades de efluentes domésticos e agrícolas. Estudos relacionados com processos

eutróficos na zona costeira brasileira são ainda incipientes, tanto em ambientes perturbados

por atividades antrópicas como naqueles considerados mais prístinos.

A eutrofização é um processo que ocorre naturalmente em ambientes aquáticos. O

problema é que o homem, com aumento excessivo da descarga de nutrientes nos ecossistemas

38

aquáticos, tem diminuído o tempo de transição de trofia dos ambientes aquáticos

configurando o que pesquisadores chamam de eutrofização artificial ou cultural ocasionando

o envelhecimento precoce de sistemas. Nas últimas décadas, diversos países constataram esse

problema em seus territórios e a eutrofização já é considerada uma das principais formas

contemporâneas de poluição (VOLLENWEIDER, 1974; CROSSLAND et al., 2005). O

Brasil, entretanto, anda em um processo muito lento de diagnósticos, avaliação, combate e

monitoramento do processo da eutrofização ao longo da sua costa.

A avaliação da eutrofização e do estado trófico de sistemas aquáticos constituem

informações muito valiosas para o gerenciamento costeiro. Levando em conta que os estuários

são importantes pontos de acesso do continente para o mar e que grande parte da população

reside nessas áreas, a aplicação de índices de diagnóstico e avaliação da qualidade ambiental

mostram-se extremante úteis para as tomadas de decisão. Aliado a predição de cenários

futuros, possibilita ações de recuperação e prevenção de situações seriamente impactadas.

O projeto visa contribuir em um estudo de âmbito maior, com aplicabilidade na

elaboração, divulgação e comparação de mapas a nível nacional sobre a sensibilidade à

eutrofização e avaliação da qualidade ambiental em diversos sistemas estuarinos ao longo da

costa brasileira, contribuindo também para o entendimento que mudanças climáticas previstas

podem ter sobre o processo da eutrofização costeira.

Outro ponto muito importante a ser colocado é o caráter global de abrangência dos

modelos utilizados nessa pesquisa. Os dois modelos (ASSETS e TRIX) estão tendo uma

grande aplicação a nível global, o que torna os dados levantados comparáveis com outros

estuários mundiais. Os programas estão preocupados com o papel que desempenham sistemas

no funcionamento do sistema terrestre total, incluindo a zona costeira nos ciclos perturbados e

não perturbados de carbono, nitrogênio e fósforo.

3 MATERIAL E MÉTODOS

3.1 ÁREA DE ESTUDO

3.1.1 Localização Geográfica e Características Gerais

-35.980144 -35.930144 -35.880144 -35.830144 -35.780144-9.7500309

-9.7000309

-9.6500309

-9.6000309

9°3

6'0

'' S

9°3

8'0

'' S

9°4

1'0

'' S

9°4

4'0

'' S

35°58'0''W 35°55'0'' W 35°52'0'' W 35°49'0''W 35°46'0'' W

0 0.03 0.060 4 8 km

Laguna Manguaba

OceanoAtlântico

LagunaMundaú

Cidade de Maceió

RPDM

RS

RM

-35.980144 -35.930144 -35.880144 -35.830144 -35.780144-9.7500309

-9.7000309

-9.6500309

-9.6000309

9°3

6'0

'' S

9°3

8'0

'' S

9°4

1'0

'' S

9°4

4'0

'' S

35°58'0''W 35°55'0'' W 35°52'0'' W 35°49'0''W 35°46'0'' W

0 0.03 0.060 4 8 km

Laguna Manguaba

OceanoAtlântico

LagunaMundaú

Cidade de Maceió

RPDM

RS

RM

Figura 5. Mapa do Sistema Estuarino-Lagunar Mundaú-Manguaba (CELMM), mostrando a

localização das lagunas, da cidade de Maceió, do Oceano adjacente e dos rios Paraíba do

Meio (RPDM), Sumaúma (RS) e Mundaú (RM)

O Complexo Estuarino Lagunar de Mundaú-Manguaba (CELMM) está localizado no

estado de Alagoas (AL), entre as latitudes 9º35’S e 9º46’S e longitudes 34º44’W e 35º58’

(Figura 5). Tem profundidade média de 2 m, consistindo da Laguna Manguaba com 43 km2

de área superficial e a Laguna Mundaú, com 24 km2. As duas lagunas estão interconectadas

através de um sistema de dois canais rasos e estreitos que se orientam paralelos a costa,

40

ladeados por manguezais (principalmente no canal mais interno), e terminam em uma

desembocadura com 250 m de largura (OLIVEIRA; KJERFVE, 1993). O sistema é

caracterizado por micromarés semidiurnas, com amplitude média de 1,44 m no mar costeiro

adjacente, com redução de amplitude de 86% e 98% no interior das lagunas de Mundaú e

Manguaba, respectivamente, em função da filtragem da forçante de maré pelo sistema de

canais. Como resultado dessa dissipação de energia, a media do range de maré em Mundaú é

0,2 m e em Manguaba 0,03 m (OLIVEIRA; KJERFVE, 1993). A tabela 2 resume as

principais características físicas do sistema lagunar Mundaú-Manguaba.

A vegetação ao redor do sistema é composta principalmente pela floresta atlântica

úmida, constituída por manguezais, tabuleiro, mata ciliar e restingas. Os três últimos

subsistemas são os mais degradados, sendo os tabuleiros e a mata ciliar amplamente

substituídos por plantação de cana-de-açúcar (NAZARIO, 2008). Principalmente na região

dos canais de ligação, há uma cobertura vegetal compostas por extensos bosques de

manguezal, transformados em Unidades de Conservação (UC), nas categorias de Área de

Preservação Permanente (APA) e Reserva Ecológica (ANA, 2004).

A bacia de drenagem do CELMM tem altitude máxima de 1000 m e ocupa uma área

de 7844 km2, com 4126 e 3718 m

2 correspondentes as bacias de Mundaú e Manguaba

respectivamente (CARREIRA et al., 2011). A planície costeira da região é apoiada por um

platô de 50 a 100 m de altura definido como a última Formação Barreiras do Terciário com

latossolos ricos em ferro (Fe). A média anual de descarga de água doce para o sistema

Mundaú através do Rio Mundaú é de 33,5 m3.s

-1 e para o sistema Manguaba, através dos Rios

Paraíba do Meio e Sumaúma é de 17,6 m3.s

-1 e 5,0 m

3s

-1, respectivamente (OLIVEIRA;

KJERKVE, 1993).

Aliado ao baixo fluxo dos rios, a grande dissipação da energia das marés para dentro

do sistema provoca longos tempos de residência das águas: em Mundaú o tempo de renovação

das massas de água gira em torno de 1 a 2 semanas (média de 16 dias), enquanto em

Manguaba esse tempo fica entre 5 a 7 semanas (média de 36 dias) (OLIVEIRA; KJERKVE,

1993). A baixa taxa de renovação das águas no sistema favorece o acúmulo de matéria

orgânica e sedimentos, tornando-o susceptível ao processo de eutrofização. As temperaturas

médias máximas mensais chegam a 31ºC na estação seca e 25ºC na chuvosa. A laguna

Mundaú muda de condições mesohalinas para oligohalinas entre os períodos seco e chuvoso,

respectivamente, enquanto Manguaba é predominantemente oligohalina a maior parte do

tempo, já os sistema de canais varia entre oligohalino a polihalino (OLIVEIRA; KJERKVE,

1993).

41

Tabela 2: Resumo das principais características físicas dos sistemas e a densidade

populacional do sistema lagunar Mundaú-Manguaba. Características Laguna Mundaú Laguna Manguaba

Localização Lat S 9º35’ 9º46’

Long O 35º44’ 35º58’ 1 Área Superficial (m

2) 24 43

1 Volume (m

3) 69,8 97,7

1 Média de Profundidade (m) 1,5 2,1

1 Range de Maré (m) 0,2 0,03

1 Prisma de Maré (m

3) 17,3 6,1

Chuvosa 65,9 57,2 1 Descarga de Água Doce (m

3.s

-1) Seca 14,1 15,9

Média

Anual

33,5 22,6

2 População na Bacia de Drenagem (hab) 726.854 284.872

1 Tempo de Residência (dias) 16 36

(1) OLIVEIRA; KJERFVE (1993); (2) ANA, 2006.

3.1.2 Clima

O clima predominante é tropical semiúmido com estações secas e chuvosas bem

definidas. A estação chuvosa é entre os meses de março e agosto, enquanto a estação seca é

entre dezembro e março. A descarga de água difere substancialmente entre as estações

(Tabela 00). O clima na região mais a montante da bacia de drenagem é semi-árido (Koppen

tipo Bhw), enquanto o clima na parte mais a jusante da bacia é classificado como tropical

úmido (Köppen tipo As). A temperatura média do ar é de 25,5ºC. A precipitação anual média

acumulada calculada com base em uma série temporal de 30 anos foi de 1654 mm, com

mínimo de 34 mm no mês de novembro e máximo de 275 mm em julho. A evaporação anual

calculada foi de 1109 mm, sendo 106 mm durante o mês mais seco, e 75 mm durante o mês

mais chuvoso (OLIVEIRA; KJERFVE, 1993). Sua variabilidade sazonal resulta em padrão

unimodal distinto na vazão dos rios (Tabela 1).

A dinâmica dos ventos na região também apresenta um comportamento sazonal.

Durante a estação chuvosa predominam ventos de sudeste, e na estação seca prevalece o vento

leste.

3.1.3 Impactos antrópicos no CELMM e na Bacia de Drenagem

A modificação antrópica do CELMM vem ocorrendo desde o século XVIII, com

significante intensificação nas últimas três décadas. Entre as modificações podem ser citadas

o intensivo desmatamento desde o período imperial, ocorrendo a substituição da mata nativa

42

por extensas fazendas de coqueirais e canaviais. Atualmente existem 10 usinas

sucroalcooleiras na região, que processam a cana ocupando uma área em torno de 180000 ha

(BRANDÃO; CALHEIROS, 2009a).

De acordo com Brandão e Calheiros (2009b), a partir do século XX ocorre uma maior

ocupação do entorno da Laguna de Mundaú em relação à Manguaba, devido à construção da

estrada de ferro no Vale do Mundaú. A partir dos anos 70 verifica-se a expansão da cidade de

Maceió, iniciando-se o processo de favelização principalmente nas margens da laguna de

Mundaú, aumentando significativamente o lançamento de efluentes domésticos para as águas

da laguna.

A maior fonte de poluição é o despejo de efluentes das indústrias da cana-de-açúcar ao

longo dos rios Paraíba do Meio (L. Manguaba) e Mundaú (L. Mundaú) e descartes de esgoto

não tratado proveniente de cidades e vilarejos localizados ao longo da bacia de drenagem de

ambas as lagunas e no seu entorno. As principais cidades no entorno do CELMM que

contribuem com esgotos domésticos são Maceió (L. Mundaú), Marechal Deodoro e Pilar (L.

Manguaba), com população total estimada de 33.305, 45.900 e 932.700 habitantes,

respectivamente. As práticas agrícolas da monocultura canavieira induzem impactos

ambientais, como a aplicação de grandes quantidades de fertilizantes e herbicidas, alteração

da composição e capacidade de retenção dos solos, aumento da erosão e distúrbio na

qualidade e balanço da água subterrânea (LACERDA et al., 1983). Os materiais e poluentes

associados são introduzidos nos sistemas aquáticos através de fontes difusas da bacia de

drenagem e fontes pontuais de emissão (AZEVEDO et al., 2009; MAIOLI et al., 2010;

MAIOLI et al., 2011).

O uso da terra difere entre as duas lagunas. Em Manguaba o cultivo e o processamento

da cana-de-açúcar são os principais problemas na bacia de drenagem, além de assentamentos

urbanos. Em Mundaú o crescimento populacional desordenado é o principal problema, com

intenso descarte de efluentes domésticos sem tratamento. De acordo com a ANA (2006),

somente em torno de 5% dos efluentes domésticos coletados recebem tratamento. A poluição

industrial química também é um problema para as duas lagunas.

Como conseqüência desses múltiplos impactos antrópicos atuantes (urbanização,

intenso cultivo de cana-de-açúcar e indústria química), muitos problemas ambientais tem sido

identificados nos últimos 30 anos, como eutrofização cultural, contaminação de micro

poluentes orgânicos e mudanças na estrutura e diversidade da comunidade fitoplactônica. A

ocorrência de florações algais (HABS) também já foi identificada (AZEVEDO et al., 2010;

43

MAIOLOI et al., 2010; MELO-MAGALHÃES et al., 2009; SOUZA et al., 2009; MAIOLI et

al., 2011).

Apesar dos intensos impactos antropogênicos, as lagunas servem como berçário para

peixes, moluscos e crustáceos de grande importância econômica e social, considerada também

como área de reprodução para diversas espécies de peixes. No entanto, estes ambientes são

fortemente afetados por frequentes florescimentos de cianobactérias (citar as espécies) que

acarreta a depleção do oxigênio dissolvido da coluna de água, resultando na mortalidade em

massa destes organismos, principalmente na laguna Manguaba.

3.2 DESENHO AMOSTRAL

Os estudos foram conduzidos de modo a estabelecer a análise da variabilidade espacial

(desde fontes fluviais até marinhas) e temporal (época de chuva e estiagem) dos principais

parâmetros indicadores da eutrofização no CELMM. Na presente pesquisa foram aplicados

dois modelos ASSETS e TRIX para avaliar a susceptibilidade natural dos sistemas à

eutrofização do estuário e estabelecer índices de estado trófico.

Para a aplicação dos modelos propostos foram obtidos dados pretéritos originais

coletados e analisados no âmbito do Projeto POLCAMAR, entre os anos de 2006 e 2009.

Obteve-se o acesso às planilhas originais de coleta e análise dos dados. A partir dessas

planilhas os dados foram analisados e processados com a finalidade de investigar os

gradientes espaciais e temporais dos parâmetros, e aplicação das metodologias propostas. O

desenho amostral envolveu a realização de sete campanhas listadas na tabela 3. Três

campanhas foram realizadas no período chuvoso e quatro no período seco. Em cada

campanha foram realizadas coletas de água na desembocadura rios que drenam o sistema, nas

lagunas de Manguaba e Mundaú, nos sistemas de canais que ligam as duas lagunas e no mar

adjacente. A quantidade de pontos coletados variou entre as campanhas amostrais, e a tabela 3

apresenta o n amostral em cada campanha de coleta.

44

Tabela 3: Data das coletas, número de amostra por campanha e período sazonal para o

CELMM, realizadas no projeto âmbito do projeto POLCAMAR.

Data N amostral Período

8/Ago/2006 31 Chuvoso

5 a 14/Mar/2007 32 Chuvoso

20 a 26/Set/2007 63 Chuvoso

18 a 21/Fev/2008 43 Seco

25 e 26/Fev/2008 30 Seco

13 a 20/Out/2008 23 Seco

15 a 19/Jan/2009 36 Seco

As variáveis físico-químicas caracterizadas foram: temperatura (T ºC), salinidade (S),

pH e saturação do oxigênio dissolvido (OD) (%), nutrientes inorgânicos dissolvido (μM)

nitrogenados NID (= nitrato - NO3-, nitrito - NO2

- e amônio - NH4

+) e fósforo inorgânico

dissolvido (PID). Foram avaliados também a turbidez (Tur) (NTU), material particulado em

suspensão (MPS mg.L-1

) e clorofila-a (Cloro-a ug.L-1

).

A utilização dos dados pretéritos no presente estudo somados a outras ferramentas de

análises tem como objetivo obter informações sobre os principais parâmetros físico-químicos

da coluna da água relacionados com o processo da eutrofização ao longo do gradiente espacial

e temporal do sistema, estabelecendo as regiões de ganhos e perdas de material, confirmando

e/ou reavaliando os compartimentos já descritos na literatura, necessários para a aplicação dos

índices de estado trófico.

A tabela 4 sumariza os equipamentos, parâmetros e métodos de análise das variáveis

empregadas para a aplicação dos modelos ASSETS e TRIX.

Tabela 4: Sumário dos parâmetros, métodos, compartimentos de coleta no sistema

(A=água), referências utilizadas para cada parâmetro. Parâmetro Métodos Referências

Profundidade, T, S,

Tur. multissonda marca Fa. YSI 6600D. In situ

Oxigênio dissolvido Potenciométrico Grasshoff et al. (1999)

MPS Gravimétrico (Filtros GF/C). Strickland; Parsons (1972)

Pigmentos autotróficos Fluorometria e Espectrofotometria

(Extração - Aceton 90% e sed PA).

Strickland; Parsons (1972);

Lorenzen (1967)

Nutrientes inorgânicos

dissolvidos.

Espectrofotômetro UV/VIS UV-

1601, SHIMADZU. Grasshoff et al. (1983)

Eutrofização / Índices

de Estado Trófico Modelos ASSETS e TRIX

Bricker et al. (2003);

Ferreira et al. (2007);

Volenweider et al. (1998)

45

3.3 APLICAÇÃO DOS MODELOS ASSETS E TRIX

A seguir será feita uma breve descrição dos modelos a serem aplicados (ASSETS e

TRIX) que permitem obter informação do estado trófico e o potencial de eutrofização natural

e cultural do sistema.

3.3.1 Modelo ASSETS

O modelo ASSETS é uma metodologia integrada desenvolvida pela NEEA (United

States National Estuarine Eutrophication Assessment) a qual combina esforços da NOAA

(National Oceanic and Atmospheric Administration dos Estados Unidos) e o Instituto

Português IMAR (Portuguese Institute for Marine Research), que pode ser aplicada

comparativamente para ranquear o estado trófico de estuários e áreas costeiras a fim de

direcionar ações de gerenciamento. Abrange a avaliação dos fatores de influência (IF) (que

agrega o aporte de nutrientes e características hidrológicas do sistema), condições de

eutrofização (CE) (condições da água relacionadas com aporte de nutrientes) e a determinação

do cenário futuro (CF) (previsões das condições futuras baseadas na expectativa da mudança

do aporte de nutrientes para os sistemas) (BRICKER et al., 2003). ASSETS trabalha com

componentes quantitativos e semi-quantitativos, dados coletados em campo, modelos e

conhecimento de “especialistas” (expert opinion) promovendo indicadores de PER (pressão-

estado-resposta) (BRICKER et al., 2003). Os índices (pressão-estado-resposta) serão descritos

na sequência (ver detalhes em BRICKER et al., 1999; BRICKER et al., 2003; FERREIRA et

al., 2007).

3.3.1.1 Pressão – Fatores de Influência (IF)

i) Potenciais de Diluição e Exportação

Os fatores de influência (IF) estabelecem uma ligação entre a susceptibilidade natural

à eutrofização de cada sistema analisado, como resultado de características naturais de

diluição e exportação, e o aporte de nitrogênio que são observados (BRICKER et al., 2008).

Informações hidrológicas e características físicas são separadamente usadas para definir

classificações dos potenciais de exportação e de diluição que são então combinados através de

uma matriz da susceptibilidade como representada na tabela 4. Altas capacidade de diluição e

46

exportação levam a baixos tempos de retenção de nutrientes nos estuários, e a situação inversa

pode acarretar problemas de eutrofização. Segundo Hayes (1975), a depender da zonação

latitudinal, a altura de maré pode variar de poucos centímetros a vários metros ao longo da

costa, classificando-as em: micromare (< 2 m), mesomaré (2 e 4 m) e macromaré (> 4 m). A

classificação ASSETS para a variação de maré é um pouco diferente (Tabela 5).

Tabela 5: Classificação das informações hidrológicas dos sistemas a serem utilizados na

avaliação do modelo ASSETS para o Potencial de diluição e exportação. Se: Estratificação Vertical Então:Volume de

Diluição

Se: Volume

de Diluição

Potencial de

Diluição

Verticalmente Homogêneo

- Todo o ano

- Ao londo do estuário

1/VOL estuário 10-13

10-12

Alta

Menor Estratificação

- Canais de Navegação

- Estuário Superior

1/VOL estuário 10-11

Moderada

Verticalmente Estratificado

- Maior parte do ano

- Maior parte do estuário

1/VOL fração de água doce 10-10

10-9

Baixa

Faixa de Maré (m) Aporte de Água Doce / Volume Estuarino

Potencial de

Exportação

Macro (>2) Grande, Moderado (10-00

, 10-02

) Alto

Macro (>2) Pequeno (10-03

, 10-04

) Moderado

Meso (>1) Grande (10-00

, 10-01

) Alto

Meso (>1) Moderado (10-02

) Moderado

Meso (>1) Pequeno (10-03

, 10-04

) Baixo

Micro (<1) Grande (10-00

, 10-01

) Alto

Micro (<1) Moderado (10-02

) Moderado

Micro (<1) Pequeno (10-03

, 10-04

) Baixo

Potencial de Diluição

Alto Moderado Baixo

Po

ten

cia

l d

e

Ex

po

rta

ção

Alto Baixa

Susceptibilidade

Baixa

Susceptibilidade

Moderada

Susceptibilidade

Moderado Baixa

Susceptibilidade

Moderada

Susceptibilidade

Alta Susceptibilidade

Baixo Moderada

Susceptibilidade

Alta

Susceptibilidade

Alta Susceptibilidade

ii) Aporte de nitrogênio

O modelo de susceptibilidade ligado ao aporte de nitrogênio foi inicialmente

desenvolvido para estuários que recebem aportes mais regulares de água doce (BRICKER et

al., 2003). O índice foi então melhorado e ampliado para aplicação em sistemas costeiros,

incluindo outros tipos de estuários, baías e lagunas (FERREIRA et al., 2007).

Sob o pressuposto de que apenas processos conservativos (mistura) e (i.e. mixing)

ocorrem, uma equação para o aporte de nitrogênio pode ser derivada com base em um modelo

de balanço de massa simples (“Vollenweider”, BRICKER et al., 2003). Neste modelo é

considerado apenas o nitrogênio inorgânico dissolvido (NID = nitrato + amônio + nitrito), e

47

os termos não conservativos são negligenciados, uma vez que apenas as proporções relativas

do NID derivadas de fontes antrópicas e do oceano são de interesse na avaliação da pressão

humana.

A variação (em tempo) da massa de NID no estuário é definida como o resultado da

diferença entre a soma de nutrientes provenientes dos rios e efluentes antropogênicos, e a

soma dos nutrientes relacionados com a advecção e troca com águas oceânicas. Considerando

a situação hipotética de que não exista aporte antropogênico, os níveis de base (Mb em kg.m-

3) podem ser descritos conforme a seguinte equação (FERREIRA et al., 2007):

Mb=(ε.Tp.Msea).(ε.Tp+Q.T)-1

..........................................(Eq. 1)

Onde: ε é a fração de água que sai do estuário na maré vazante e não retorna com a maré enchente (proxy de re-

entranhamento), Tp é o prisma de maré (m3), Msea é a concentração de N oceânico (kg.m

-3), Q é o aporte de

água doce fluvial (m3.s

-1) e T é o período de maré (s).

Assumindo agora que não exista aporte oceânico de N, a influência antropogênica

(Mh) é considerada como o N proveniente das fontes de água doce (Min em kg.m-3

) e das

descargas de efluentes para o sistema (Mef em kg.s-1

):

Mh=(T.[Q.Min+Mef]).(Q.T+ε.Tp)-1

............................... (Eq. 2)

O aporte de nutrientes é calculado através da seguinte fórmula:

Aporte de Nutriente = Mh.[Mh+Mb]-1

............................. (Eq. 3)

O índice do aporte de nutrientes é a porcentagem da massa de N originada do aporte

antropogênico, e quanto mais próximo de 1 maior é a influência antropogênica na massa de N

no sistema. Os resultados são enquadrados em 3 classes, descritos como baixo (0-0,4) (entre 0

e 40%), moderado (0,4-0,8) (entre 40 e 80%) e alto (0,8-1) (entre 80 e 100%).

A classificação da susceptibilidade (Tabela 6) é combinada com a classificação do

aporte de N em uma matriz levando a uma classificação final dos fatores de influência (FI).

48

Tabela 6. Tabela dos fatores de influência, que são estabelecidos através da agregação das

classificações da susceptibilidade estuarina e dos aportes de nutrientes. Fatores de Influência

Su

scep

tib

ili

da

de

Aporte de Nutrientes

Baixo Moderado Alto

Alta Moderado Moderado Alto Alto

Moderado Moderado Baixo Moderado Moderado Alto

Baixo Baixo Baixo Moderado Baixo

3.3.1.2 Estado – Condições de Eutrofização (CE)

A classificação de estado da eutrofização é baseada em cinco indicadores (sintomas)

da eutrofização, que são estabelecidos por faixas de salinidade – zona de água doce 0-0,5,

zona de mistura 0,5-25 e zona de água do mar >25. Classificações para clorofila-a e

macroalgas, considerados sintomas primários da eutrofização, são estabelecidas através de

valores médios para cada zona de salinidade. Para os sintomas secundários – níveis de

oxigênio dissolvido (OD), mudanças na cobertura espacial da vegetação aquática submersa

(VAS) e florações de algas nocivas e tóxicas HABS, seguindo uma abordagem de precaução,

é considerada a pior classificação dentre os três sintomas é considerada. As tabelas 7 e 8

apresentam as regras do processo de decisão lógica para estabelecer os níveis de expressão

para a clororfila-a e para o OD, respectivamente.

49

Tabela 7. Processo de decisão lógica para a determinação do nível de expressão da clorofila-a

(BRICKER et al., 2003).

CASO HAJA COM COM O RESULTADO É

Concentraçãoa Cobertura Espacial

b Frequência

c Expressão Valor

Hipereutrófico

ou Alto

Alto Periódico Alto 1

Moderado Periódico Alto 1

Baixo Periódico Moderado 0,5

Muito Baixo Periódico Moderado 0,5

Alto Episódico Alto 1

Moderado Episódico Moderado 0,5

Baixo/Muito Baixo Episódico Baixo 0,25

Qualquer cobertura espacial Desconhecido Bandeira A* 0,5

Desconhecido Qualquer

Freqüência Bandeira A* 0,5

Médio

Alto Periódico Alto 1

Moderado Periódico Moderado 0,5

Baixo/Muito Baixo Periódico Baixo 0,25

Alto Episódico Moderado 0,5

Moderado/ Baixo/Muito Baixo Episódico Baixo 0,25

Qualquer cobertura espacial Desconhecido Bandeira A* 0,5

Desconhecido Qualquer

Freqüência Bandeira A* 0,5

Baixo Qualquer cobertura espacial Qualquer

Freqüência Baixo 0,25

Desconhecido Desconhecido Desconhecido Não incluído no cálculo em

nível de zona

*a Bandeira A é usada para identificar componentes para os quais não havia dados suficientes disponíveis. Nesses

casos, as suposições foram feitas baseadas em estimativas conservativas que a cobertura espacial desconhecida é de

pelo menos 10% da zona, e que a freqüência desconhecida é pelo menos episódica. aConcentração: Hipertrófica (>60 ug.l−1), Alta (>20, ≤60 ug l−1), Média (>5, ≤20 ug l−1), Baixa (>0 e ≤5 ug l−1) bCobertura Espacial (% da zona de salinidade): alta (>50), média (>25, <50), baixa (>10, <25), muito baixa (>0, <10). cFrequência: episódica (condições ocorrem randomicamente), periódica (condições ocorrem anualmente ou

premeditadamente), persistentes (condições ocorrem continuamente ao longo do ano).

50

Tabela 78. Processo de decisão lógica para a determinação do nível de expressão de Oxigênio

Dissolvido (BRICKER et al., 2003).

CASO HAJA COM COM O RESULTADO É

Anoxiaa Cobertura Espacial

d Frequência

e Expressão Valor

Observado

Alto Periódico Alto 1

Moderado Periódico Alto 1

Baixo Periódico Moderado 0,5

Muito Baixo Periódico Baixo 0,25

Alto Episódico Moderado 0,5

Moderado/Baixo/Muito

Baixo Episódico Baixo 0,25

Desconhecido Qualquer

Freqüência Bandeira A 0,25

Hipoxiab

Observado

Cobertura Espacial Frequência Expressão Valor

Alto Periódico Alto 1

Moderado Periódico Moderado 0,5

Baixo/Muito Baixo Periódico Baixo 0,25

Alto Episódico Moderado 0,5

Moderado/Baixo/Muito

Baixo Episódico Baixo 0,25

Desconhecido Qualquer

Frequência Bandeira B 0,25

Stress Biológico

Observado

Cobertura Espacial Frequência Expressão Valor

Alto Periódico Moderado 0,5

Moderado/Baixo/Muito

Baixo Periódico Baixo 0,25

Qualquer Cobertura

Espacial Episódico Baixo 0,25

Desconhecido Qualquer

Frequência Bandeira C 0,25

* as Bandeiras A, B e C são usadas para identificar impactos para os quais não havia dados suficientes disponíveis.

Nesses casos, as suposições foram feitas baseadas em estimativas conservativas que a cobertura espacial desconhecida

é de, pelo menos 10% da zona, e que a freqüência desconhecida é, pelo menos, episódica. aAnoxia (0 mg l−1), bHipoxia (>0, ≤2mg l−1), cStress Biológico (>2, ≤5mg l−1); dCobertura Espacial (% da zona de salinidade): alta (>50), média (>25, <50), baixa (>10, <25), muito baixa (>0, <10). eFrequência: episódica (condições ocorrem randomicamente), periódica (condições ocorrem anualmente ou

premeditadamente), persistentes (condições ocorrem continuamente ao longo do ano).

Uma ponderação da área do sistema é determinada para cada zona de salinidade. O

valor do resultado para a zona de salinidade é agregada em relação a área total do sistema

resultando em um valor final para o nível de expressão do sintoma considerado, como segue:

estuário o para sintoma do

expressão de nível do valor

Expressão

de Valor

1

n

i

tz AA

....................... (Eq. 4)

Onde: Az é a área superficial da zona de salinidade, At é a área total superficial do estuário e n é o total do

número de zonas de salinidade existente no sistema.

As condições de eutrofização são calculadas pela agregação dos sintomas primários e

secundários, usando uma matriz de combinação (Figura 6). ASSETS não trabalha com valores

médios para Cloro-a e OD, mas utiliza o critério estatístico para a determinação dos valores

de cloro-a (percentil 90%) e OD (percentil 10%) como apresentado na figura 7. Os valores de

51

percentil 90% para clorofila-a e 10% para o OD foram calculados para todos os cenários, em

todas as regiões salinas estabelecidas nas lagunas de acordo com a classificação ASSETS.

Esses valores de percentis estão sendo usados pela European Water Framework Directive

(WFD) para a avaliação do estado químico e ecológico para todos os corpos aquáticos da

Europa até 2015 (BELIAEFF; PELLETIET, 2011). Esta estatística foi aplicada em todos os

sistemas analisados em todas as zonas de salinidade existente no CELMM, promovendo

assim uma análise mais robusta e consistente (anexo 2).

MODERADO

Sintomas primários altosmas problemas com sintomas

secundários mais sérios

ainda não expressados

MODERADO

ALTO

Sintomas primários altos

e sintomas secundários

expressados indicandoproblemas potencialmente

sérios

ALTO

Altos sintomas secundários

indicam sérios problemas,mas baixos primários indicam

outros fatores envolvidos

na causa das condições

ALTO

Altos níveis de sintomasprimários e secundários

indicam problemas

de eutrofização sérios

MODERADO

Nível de expressão de

condições eutrofizadas

é substancial

ALTO

Níveis substanciais de

condições eutrofizadas

ocorrendo com sintomassecundários indicando sérios

problemas

MODERADO

BAIXO

Sintomas secundários

moderados indicam condiçõeseutrofizadas substanciais,

mas baixos sintomas primários

indicam outros fatores

como causa das condições

BAIXO

Nível de expressão

das condições eutrofizadas

é mínimo

MODERADO

BAIXO

Sintomas primários

começam a indicar possíveisproblemas mas ainda poucos

sintomas secundários

são expressados

0,3 0,6 1Sintomas Secundários

Altos

Sintomas Secundários

ModeradosSintomas Secundários

Baixos

0

0,3

0,6

1

Sin

tom

as P

rim

ários

Baix

os

Sin

tom

as P

rim

ários

Modera

dos

Sin

tom

as P

rim

ários

Altos

NÍVEL GERAL DE EXPRESSÃO DAS CONDIÇÕES EUTROFIZADAS

MODERADO

Sintomas primários altosmas problemas com sintomas

secundários mais sérios

ainda não expressados

MODERADO

ALTO

Sintomas primários altos

e sintomas secundários

expressados indicandoproblemas potencialmente

sérios

ALTO

Altos sintomas secundários

indicam sérios problemas,mas baixos primários indicam

outros fatores envolvidos

na causa das condições

ALTO

Altos níveis de sintomasprimários e secundários

indicam problemas

de eutrofização sérios

MODERADO

Nível de expressão de

condições eutrofizadas

é substancial

ALTO

Níveis substanciais de

condições eutrofizadas

ocorrendo com sintomassecundários indicando sérios

problemas

MODERADO

BAIXO

Sintomas secundários

moderados indicam condiçõeseutrofizadas substanciais,

mas baixos sintomas primários

indicam outros fatores

como causa das condições

BAIXO

Nível de expressão

das condições eutrofizadas

é mínimo

MODERADO

BAIXO

Sintomas primários

começam a indicar possíveisproblemas mas ainda poucos

sintomas secundários

são expressados

0,3 0,6 1Sintomas Secundários

Altos

Sintomas Secundários

ModeradosSintomas Secundários

Baixos

0

0,3

0,6

1

Sin

tom

as P

rim

ários

Baix

os

Sin

tom

as P

rim

ários

Modera

dos

Sin

tom

as P

rim

ários

Altos

NÍVEL GERAL DE EXPRESSÃO DAS CONDIÇÕES EUTROFIZADAS

MODERADO

Sintomas primários altosmas problemas com sintomas

secundários mais sérios

ainda não expressados

MODERADO

ALTO

Sintomas primários altos

e sintomas secundários

expressados indicandoproblemas potencialmente

sérios

ALTO

Altos sintomas secundários

indicam sérios problemas,mas baixos primários indicam

outros fatores envolvidos

na causa das condições

ALTO

Altos níveis de sintomasprimários e secundários

indicam problemas

de eutrofização sérios

MODERADO

Nível de expressão de

condições eutrofizadas

é substancial

ALTO

Níveis substanciais de

condições eutrofizadas

ocorrendo com sintomassecundários indicando sérios

problemas

MODERADO

BAIXO

Sintomas secundários

moderados indicam condiçõeseutrofizadas substanciais,

mas baixos sintomas primários

indicam outros fatores

como causa das condições

BAIXO

Nível de expressão

das condições eutrofizadas

é mínimo

MODERADO

BAIXO

Sintomas primários

começam a indicar possíveisproblemas mas ainda poucos

sintomas secundários

são expressados

0,3 0,6 1Sintomas Secundários

Altos

Sintomas Secundários

ModeradosSintomas Secundários

Baixos

0,3 0,6 10,3 0,6 1Sintomas Secundários

Altos

Sintomas Secundários

ModeradosSintomas Secundários

Baixos

Sintomas Secundários

Altos

Sintomas Secundários

ModeradosSintomas Secundários

Baixos

0

0,3

0,6

1

Sin

tom

as P

rim

ários

Baix

os

Sin

tom

as P

rim

ários

Modera

dos

Sin

tom

as P

rim

ários

Altos

0

0,3

0,6

1

0

0,3

0,6

1

Sin

tom

as P

rim

ários

Baix

os

Sin

tom

as P

rim

ários

Modera

dos

Sin

tom

as P

rim

ários

Altos

Sin

tom

as P

rim

ários

Baix

os

Sin

tom

as P

rim

ários

Modera

dos

Sin

tom

as P

rim

ários

Altos

NÍVEL GERAL DE EXPRESSÃO DAS CONDIÇÕES EUTROFIZADAS

Figura 6. Matriz para a determinação da condição geral de eutrofização baseada em sintomas

primários e secundários.

52

Laguna Mundaú

0

1

2

3

4

5

6

7

8

1 2 3 4 5 6 7 8 9

10

11

12

Mai

s

Oxigênio Dissolvido (mg.L-1

)

Fre

qu

ên

cia

Cu

mu

lati

va

0%

20%

40%

60%

80%

100%

Freqüência % cumulativo

Laguna Mundaú

0

2

4

6

8

10

12

14

5 15 25 35 45 55 65 75 85M

ais

Clorofila-a (ug.L-1

)

Fre

qu

ên

cia

Cu

mu

lati

va

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

100%

Freqüência % cumulativo

(A)

(B)

Figura 7: Exemplos de gráficos de frequência cumulativa utilizados para a determinação dos

valores de (A) OD (percentil 10%) e (B) clorofila-a (percentil 90%) com dados de todas as

campanhas amostrais calculados para a Laguna Mundaú, na zona de mistura.

3.3.1.3 Resposta – Cenário Futuro (CF)

A análise da determinação de cenário futuro é realizada para determinar se as

condições em um estuário ou baía irão piorar, melhorar, ou permanecer em um mesmo estado

(durante os próximos 20 anos) com base na previsão de mudanças no aporte de nutrientes para

o sistema. A avaliação de mudanças esperadas na pressão da entrada de nutrientes no sistema

é feita baseada na variedade de desencadeadores de impactos, incluindo tendências

demográficas, tratamento de efluentes e planos de remediação e mitigação de impactos, junto

53

com expectativas nas mudanças de práticas agrícolas e usos da bacia de drenagem,

complementadas por conhecimento de especialistas (expert opinion).

A susceptibilidade é combinada com a projeção de tendências futuras nas mudanças

dos aportes de nutrientes como representada na figura 8. A evolução prevista é graduada em

cinco classes (da melhor para a pior): melhoria alta, melhoria baixa, sem mudança, piora

baixa e piora alta (BRICKER et al., 2003; NOBRE et al., 2005).

MELHORIA ALTA

Os sintomas relacionados a

nutrientes observados no

estuário parecem melhorarsubstancialmente

NENHUMA

VARIAÇÃO

Os sintomas relacionados a

nutrientes observados noestuário parecem permanecer

sem mudanças

PIORA ALTA

Os sintomas relacionados a

nutrientes observados noestuário parecem piorar

substancialmente

PIORA BAIXA

Os sintomas relacionados a

nutrientes observados no

estuário parecem piorarminimamente

PIORA ALTA

Os sintomas relacionados a

nutrientes observados no

estuário parecem piorar

substancialmente

MELHORIA BAIXA

Os sintomas relacionados

aos nutrientes observados

no estuário parecem

melhorar de alguma forma

MELHORIA BAIXA

Os sintomas relacionados

aos nutrientes observadosno estuário parecem

melhorar

Aumento das Pressões

Futuras de Nutrientes

Nenhuma Variação nas Pressões

Futuras de Nutrientes

Diminuição das Pressões

Futuras de Nutrientes

Suscetibili

dade A

lta

Suscetibili

dade M

odera

da

Suscetibili

dade B

aix

a

CENÁRIO FUTURO DAS CONDIÇÕES EUTROFIZADAS

NENHUMA

VARIAÇÃO

Os sintomas relacionados a

nutrientes observados no

estuário parecem permanecer

sem mudanças

NENHUMA

VARIAÇÃOOs sintomas relacionados a

nutrientes observados no

estuário parecem permanecer

sem mudanças

MELHORIA ALTA

Os sintomas relacionados a

nutrientes observados no

estuário parecem melhorarsubstancialmente

NENHUMA

VARIAÇÃO

Os sintomas relacionados a

nutrientes observados noestuário parecem permanecer

sem mudanças

PIORA ALTA

Os sintomas relacionados a

nutrientes observados noestuário parecem piorar

substancialmente

PIORA BAIXA

Os sintomas relacionados a

nutrientes observados no

estuário parecem piorarminimamente

PIORA ALTA

Os sintomas relacionados a

nutrientes observados no

estuário parecem piorar

substancialmente

MELHORIA BAIXA

Os sintomas relacionados

aos nutrientes observados

no estuário parecem

melhorar de alguma forma

MELHORIA BAIXA

Os sintomas relacionados

aos nutrientes observadosno estuário parecem

melhorar

Aumento das Pressões

Futuras de Nutrientes

Nenhuma Variação nas Pressões

Futuras de Nutrientes

Diminuição das Pressões

Futuras de Nutrientes

Suscetibili

dade A

lta

Suscetibili

dade M

odera

da

Suscetibili

dade B

aix

a

CENÁRIO FUTURO DAS CONDIÇÕES EUTROFIZADAS

NENHUMA

VARIAÇÃO

Os sintomas relacionados a

nutrientes observados no

estuário parecem permanecer

sem mudanças

NENHUMA

VARIAÇÃOOs sintomas relacionados a

nutrientes observados no

estuário parecem permanecer

sem mudanças

Figura 8: Definição do cenário futuro com base na suscetibilidade e pressões futuras.

3.3.1.4 Síntese do modelo ASSETS para pressão-estado-resposta (PER)

O estágio final da aplicação do modelo é a sintetização dos índices de pressão-estado-

resposta em uma descrição do estado geral do sistema em termos da eutrofização. A

combinação das classificações individuais de PER fornece uma categoria dentre cinco

possíveis: alta, boa, moderada, pobre e ruim (Tabela 9). A cada uma dessas categorias são

54

atribuídas cores seguindo a Convenção da WFD, que são azul, verde, amarela, laranja e

vermelha, respectivamente, da melhor para a pior classificação, fornecendo uma escala

referencial para diferentes tipos de águas de transição no que diz respeito a eutrofização

(BRICKER; FERREIRA; SIMAS, 2003).

Tabela 9: Agregação dos indicadores de pressão (FI), estado (CE) e resposta (CF) para

fornecer uma escala de classificação geral do sistema.

Categoria 5 4 3 2 1

Pressão (FI) Baixo Moderado Baixo Moderado Moderado Alto Alto

Estado (CE) Baixo Moderado Baixo Moderado Moderado Alto Alto

Resposta (CF) Melhoria Alta Melhoria Baixa Nenhuma Variação Piora Baixa Piora Alta

Métrico Matriz de Combinação Classe

P

E

R 345345

555555

444555

Alto

P

E

R 345345345121234512

444555444554444455

333333444445555555

Bom

P

E

R 455345123453451212123451234512

332333444443334455333334433333

112222222223333333444444455555

Moderado

P

E

R 45123123412123451212345

22333222233222223322222

11111222222333333344444

Pobre

P

E

R 123451231234512345

111112221111111111

111111112222233333

Ruim

3.3.2 Modelo de Índice Trófico – (TRIX)

A metodologia do índice trófico (TRIX) foi primeiramente proposta por Vollenweider

et al. (1998) utilizando uma série temporal de mais de 10 anos (1982-1993) de dados

coletados no Mar Adriático para avaliar o grau de trofia da água do mar. Para tanto foi

considerado os seguintes componentes para o calculo do índice trófico:

a) Fatores que expressam diretamente a produção primária através da Clorofila-a: [mg.m-3

] e

o oxigênio dissolvido como desvio absoluto [%] da saturação: [abs 100׀-%O׀ = aD%0].

55

b) Fatores Nutricionais utilizando a variação do nitrogênio inorgânico dissolvido como N-

(NO3+NO2+NH4): [NID = mg.m-3

] e fósforo inorgânico dissolvido como P-PO4: [PO4 =

mg.m-3

].

Este índice trata-se de uma combinação linear logarítmica de quatro variáveis de

estado onde agrega indicadores de pressão (nutrientes), resposta biológica (Cloro-a como

proxy de biomassa fitoplanctônica) e distúrbio na qualidade da água (através do OD).

A primeira descrição do método foi realizada através de índices usando NT e PT, NID

e PO4, NID e PT, e assim não foram encontradas diferenças significativas entre as diferentes

aplicações. Neste caso, a utilização das frações dissolvidas pode ser considerada, uma vez que

é fortemente relacionada com as concentrações totais. Portanto, o índice TRIX é calculado

como segue:

ni

l I log - M log

I log- S log

n

k TRIX

.............................................(Eq. 5)

Onde: log M refere-se ao logaritmo médio, log S refere-se ao logaritmo superior e log I é o logaritmo inferior.

Os limites superior (log S) e inferior (log I) de cada parâmetro são usados como fatores escalares.

Para a definição desses limites, é recomendado o uso de critérios estatísticos, como a

média ±2,5desvio padrão para prevenir a utilização de valores extremos (discrepantes), que

ocorrem raramente, que levam a intervalos de confiança muito grandes invalidando a

discriminação dentro da escala TRIX. Para o Mar Adriático, a fórmula acima foi sintetizada

na seguinte equação:

21

Ilog log

.

P N aD%O Chla TRIX

........................... (Eq. 6)

Onde: ∑ log I é determinado para a correção logarítmica dos limites inferiores e 1,2 é o fator escalar derivado da

padronização da variação de 3 unidades log (limite log S – limite log I) para cada um dos cada um dos 4

parâmetros considerados e fixando o numero de 10 classes na escala (3/10.4).

A classificação para águas estuarinas usando o TRIX (Tabela 10) foi feita através de

valores limiares propostos por Penna et al. (2004), aplicados por Nasrollahzadeh et al. (2008)

e adotados pela Legislação Ambiental da Itália (CARUSO et al., 2010).

Tabela 10: Classificação do estado trófico para águas estuarinas segundo modelo TRIX. TRIX Condições Estado Trófico

<2 Muito pobremente produtivo e estado trófico muito

baixo Excelente (Ultra-Oligotrófico)

2-4 Pobremente produtivo e estado trófico baixo Alto (Oligotrófico)

4-5 Moderadamente produtivo e estado trófico mediano Bom (Mesotrófico)

5-6 Moderado a altamente produtivo e alto estado

trófico Moderado (Mesotrófico a Eutrófico)

6-8 Altamente produtivo e maior estado trófico Pobre (Eutrófico)

4 RESULTADOS E DISCUSSÕES

4.1 VARIABILIDADE ESPACIAL E TEMPORAL DAS CARACTERÍSTICAS FÍSICO-

QUÍMICAS, NUTRIENTES E BIOMASSA ALGAL

As sete campanhas amostrais totalizaram aproximadamente 258 estações amostrais

dispostas ao longo das duas lagunas e dos seus respectivos canais de drenagem, além de dados

coletados na desembocadura dos principais rios e no mar. A seguir será feita uma breve

descrição da compartimentação do sistema em função de suas características de borda. Com

base nessa compartimentação serão apresentadas e discutidas a variabilidade espacial e

temporal das característica físico-químicas, nutrientes e biomassa algal.

4.1.1 Compartimentação do CELMM de acordo com a configuração tipológica

Considerando a configuração tipológica (fisiografia, geomorfologia e hidrologia) do

CELMM, o sistema apresenta quatro compartimentos. A L. Mundáu interligada com um canal

de acesso ao mar mais largo e propenso à influência de intrusão de água marinha e a L.

Manguaba, mais extensa, com canal de acesso ao mar mais estreito. Desta forma, a

compilação dos dados para a caracterização dos compartimentos estruturais e funcionais do

sistema foram, em primeira instância, divididos de acordo com a figura 9. A definição desses

compartimentos levou em conta as análises físico-químicas e hidrológicas desse estudo, além

da pesquisa bibliográfica sobre estudos pretéritos realizados na região, principalmente de no

âmbito do projeto POLCAMAR (OLIVEIRA; KJERFVE, 1993; NAZARIO, 2008; SOUZA

et al., 2009; MAIOLI et al., 2010).

As definições de características de borda dos ecossistemas são necessárias para a

delimitação de sub-sistemas de comportamentos e magnitudes de processos biogeoquímicos

similares. No caso mais simples, por exemplo, os ecossistemas apresentam um único

compartimento; em casos mais complexos os ecossistemas podem exibir diversos

57

compartimentos em função da heterogeneidade horizontal e vertical das propriedades físicas,

químicas e biológicas das suas águas. Nesse estudo, o sistema sofre forte influência eólica

(i.e. 6 m.s-1

), e foi considerado verticalmente homogêneo. A homogeneidade ou

heterogeneidade horizontal foi avaliada através dos gráficos que mostram a concentração de

alguns parâmetros da coluna da água em função da distância, desde as fontes fluviais até a

desembocadura.

Canal Manguaba

LagoaMundaú Lagoa

Manguaba

Canal Mundaú

Figura 9: Representação dos limites definidos para o CELMM em quatro compartimentos

utilizado para avaliação das características físico químicas, nutrientes e biomassa algal do

sistema: Laguna Manguaba, Canal Manguaba, Laguna Mundaú e Canal Mundaú.

Descreve-se a seguir a caracterização dos parâmetros físico-químicos, nutrientes e

biomassa algal de acordo com a compartimentação e variação temporal.

4.1.2 Parâmetros meteorológicos

O regime de chuva e seca que atua na região nordeste do Brasil desempenha

importante papel sobre as características das águas estuarinas, gerando duas condições típicas

com diferenças acentuadas entre períodos húmidos e períodos de estiagem ao longo do ano.

De acordo com a descarga de água doce e precipitação (Tabela 11) as três primeiras

campanhas foram consideradas com influência e condições de chuva (ago/06, mar/07 e

set/07), e as demais campanhas foram influenciadas pelas condições de estiagem (19/fev/08,

26/fev/08, out/08 e jan/09). Esse padrão sazonal de precipitação é o inverso das condições que

58

afetam os sistemas no Sudeste e Sul do Brasil (BARBIÉRE, 1999). Os resultados obtidos de

precipitação acumulada e aporte de água doce confirmam essa diferença sazonal. A média da

precipitação diária de 30 dias antecedentes às coletas foi de 7,1 e 1,4 mm.dia-1

para os

períodos chuvoso e seco, respectivamente. O período chuvoso teve valores médios diários de

aporte de água doce (Q30 e Q7) antecedentes as coletas de 102,3 e 87,7 m3.s

-1, enquanto no

período seco foram de 21,6 e 20,4 m3.s

-1, respectivamente. Esses valores são corroborados por

resultados de outras pesquisas realizadas na região de estudo, indicando um forte componente

climático sazonal (OLIVEIRA; KJERFVE, 1993; ANA, 2006).

Tabela 11: Média da Precipitação (mm) e descarga de água doce (m3/s), dos rios Mundaú e

Paraíba do Meio nos períodos das campanhas, utilizados no balanço hídrico para o sistema

Mundaú-Manguaba.

Campanha Água doce (m3/s) Precip. (mm) Período

7 dias 30 dias 30 dias Climático

1 Ago/06 115,2 158,4 11,1 Chuvoso

2 Mar/07 89,6 48,5 7,6 Chuvoso

3 Set/07 58,5 100,2 2,8 Chuvoso

4 19/Fev/08 11,6 14,6 2,4 Seco

5 26/Fev/08 9 13 2,4 Seco

6 Out/08 38,1 35,8 0,3 Seco

7 Jan/09 23,1 23,1 0,6 Seco

A figura 10 apresenta os dados de precipitação mensal acumulada (médias e medianas)

durante os últimos 67 anos, sendo possível verificar os meses considerados como período

chuvoso (acima da linha pontilhada) e meses considerados como período seco (abaixo da

linha pontilhada), com uma margem de +/- 100 mm. Embora exista essa diferença sazonal

marcante, o sistema pode apresentar certas oscilações consideráveis como as apresentadas nas

coletas de set/07 e fev/08 (Figura 11), que são meses considerados de período distintos, mas

que apresentaram níveis de precipitação semelhante. Analisando os dados de vazão,

entretanto, nota-se uma clara distinção entre esses meses. Os valores de precipitação e vazão

média apresentaram valores próximos a média histórica para a região, cujos valores são 123,1

m3.s

-1 para o período chuvoso e 30 m

3.s

-1, para o período seco. Ao considerar o aporte para as

lagunas separadamente, esses valores são de 15,9 e 57,2 para L. Manguaba e 14,1 e 65,9 para

a L. Mundaú, nos períodos seco e chuvoso, respectivamente. A vazão de água doce no

CELMM seguiu a tendência da precipitação pluviométrica, com maiores valores verificados

no período chuvoso.

59

0

50

100

150

200

250

300

Jan Fev Mar Abr Mai Jun Jul Ago Set Out Nov Dez

Pre

cip

ita

çã

o (

mm

)

Med 67 anos

Mediana

Figura 10. Dados de precipitação pluviométrica histórica, com valores de média e mediana

mensais para os últimos 67 anos. A linha pontilhada significa a divisão entre período seco e

chuvoso.

Fonte: http://www.inmet.gov.br e http://www.cresesb.cepel.br.

Figura 11. A figura representa os valores médios diários de precipitação acumulada para o

período das campanhas amostrais do projeto POLCAMAR.

Fonte: http://www.inmet.gov.br e http://www.cresesb.cepel.br.

4.1.3 Caracterização físico-química da variabilidade espacial e temporal do CELMM

Os valores médios, desvio padrão, máximos e mínimos dos parâmetros físicos

químicos da coluna da água abrangendo todas as campanhas amostrais, como temperatura,

60

pH, saturação e concentração de oxigênio, turbidez e clorofila-a são apresentados na tabela

12.

Tabela 12. Média, desvio padrão, valores máximos e mínimos de todas as campanhas

amostrais dos parâmetros físico-químicos da coluna de água das Lagunas de Manguaba e

Mundaú, e seus canais. Nota: T (temperatura); OD (oxigênio dissolvido), Cloro-a (clorofila-

a); Tur (turbidez).

T

(ºC)

pH

OD

(%)

OD

(mg.L-1

)

Cloro-a

(ug.L-1

)

Tur

(NTU)

Laguna

Manguaba

n= 100

md 28,0 8,1 99,3 7,7 29,6 36,3

dp 0,4 0,6 16,8 1,5 11,7 16,9

max 31,1 9,3 146,4 12,2 349,4 150,9

min 25,1 5,9 50,0 4,0 2,9 4,5

Canal

Manguaba

n= 39

md 28,4 8,1 91,6 7,1 19,3 23,9

dp 1,1 0,3 15,8 0,8 11,7 9,3

mx 31,2 8,7 116,4 11,3 84,6 64,3

min 23,3 5,2 53,9 5,7 0,7 2,2

Laguna

Mundaú

n= 85

md 28,3 8,3 103,7 7,8 18,7 35,0

dp 0,5 0,6 21,5 1,3 13,0 19,6

max 31,2 9,4 164,7 12,0 134,1 300,4

min 25,8 7,0 69,1 4,7 3,1 1,0

Canal

Mundaú

n= 30

md 28,1 8,0 95,0 7,4 14,1 24,8

dp 0,4 0,1 8,5 0,4 6,1 6,4

max 30,0 8,4 114,4 8,5 41,8 70,1

min 25,5 7,2 65,0 6,3 0,3 1,6

De uma maneira geral, as duas lagunas e seus respectivos canais apresentaram médias

muito próximas de temperatura, pH, saturação e concentração de oxigênio dissolvido e

turbidez. As concentrações de clorofila foram um pouco maiores na L. Manguaba. Picos de

concentrações de clorofila-a e turbidez são notáveis em Manguaba e Mundaú. Essa relação

sugere que as concentrações de clorofila-a podem estar diretamente associadas com o

aumento da turbidez da coluna de água.

A temperatura, concentração de oxigênio e pH apresentaram-se distribuídos de

maneira uniforme ao longo dos quatro compartimentos (com baixos valores de desvio-

padrão). A baixa variação da temperatura pode ser explicada pelas condições climáticas

locais. A bacia de drenagem do CELMM está situado em uma região de clima semi-árido,

onde a temperatura atmosférica média anual é 26. A radiação solar é praticamente constante

ao longo do ano, e como conseqüência a temperatura das águas em regiões estuarinas e

lagunares, principalmente em locais de baixa profundidade, também tendem a sofrer pequenas

variações sazonais. As concentrações constantes de oxigênio indicam que o sistema apresenta

níveis satisfatórios desse elemento nos quatro compartimentos (entre 7,1 a 7,7 mg.L-1

), com

baixas concentrações isoladas em poucos pontos amostrais em Manguaba (próximo a

61

desembocadura do Rio Paraíba do Meio) e Mundaú (localizados próximos a margem norte de

Mundaú, densamente povoada). Segundo Bricker et al. (2003), concentrações abaixo de 5

mg.L-1

indicam o início do “stress biológico”. O pH, como esperado, não apresentou grandes

oscilações de valores. O alto tempo de residência das águas contribui para essa

homogeneidade ao longo do ano, pois mesmo durante os períodos secos e húmidos a média e

o desvio padrão dos valores permaneceram muito próximos entre os compartimentos.

A saturação de oxigênio dissolvido, turbidez e concentração de clorofila-a mostraram-

se mais variáveis entre os pontos amostrados, tanto nas lagunas, quanto nos canais (desvio

padrão elevado). Esses parâmetros serão discutidos no final desse capítulo e na parte da

caracterização do estado trófico das lagunas.

Uma das maneiras clássicas de identificar os ganhos e as perdas de matéria, bem como

os sítios de transformação de partículas e substâncias em estuários, consiste em comparar a

concentração da espécie química de interesse em função da salinidade (BURTON; LISS,

1976; HEAD, 1985). Os processos físico-químicos e biogeoquímicos resultam na adição e/ou

remoção dos constituintes da coluna de água. Entretanto, em sistemas lagunares com massas

de águas mais homogêneas sem grandes gradientes espaciais de salinidade outra alternativa é

plotar as concentrações dos parâmetros analisados em função da distância entre rio e mar. As

distribuições dos principais parâmetros analisados (salinidade, NID, PID, N:P, MPS e Clor-a)

são observadas nas figuras 12 a 17, respectivamente. As figuras apresentam a distribuição dos

parâmetros em função da distância em relação à desembocadura das lagunas em todas as

campanhas amostrais, sendo possível visualizar gradientes espaciais e temporais, quando

existentes.

Como esperado, a salinidade teve uma grande variação sazonal, com os maiores

valores verificados no período seco nos quatro compartimentos (Figura 12; Tabela 14). Os

resultados são corroborados pelo trabalho de Oliveira e Kjerfve (1993), que realizaram

estudos específicos do comportamento hidrológico e oceanográfico das lagunas. No período

das chuvas, a salinidade no CELMM é fortemente influenciada pelo regime fluvial onde a

forçante de água doce é a preponderante no sistema, impedindo a penetração de água salgada,

principalmente na L. Manguaba, em que são verificadas apenas regiões de água doce e de

água salobra (Figura 12). No período das secas, a forçante fluvial diminui de intensidade,

permitindo o avanço das águas oceânicas adjacentes, aumentando a salinidade média das

águas em ambas as lagunas, principalmente nos canais e setores próximos da desembocadura.

Importante notar que a laguna Mundaú e seu canal de acesso ao mar apresentam médias de

salinidade relativamente maiores que na L. Manguaba, principalmente durante o período seco,

62

em função da maior largura do canal da L. Mundaú. A maré, por exemplo, apresenta

amplitude média anual de 0,2 m na L. Mundaú e 0,03 m na L. Manguaba (OLIVEIRA;

KJERFVE, 1993), reforçando a maior influencia marinha na primeira devido principalmente a

configuração geomorfológica do sistema de canais.

A salinidade entre os compartimentos apresentaram diferenças entre todas as

campanhas. Em relação à classificação em função da salinidade proposta por Esteves (1988),

condições de água doce a oligohalinas (0,5 a ≤5) são observadas na L. Manguaba e condições

variando de oligohalinas a mesohalinas (>5 a ≤18) são observadas na L. Mundaú durante as

campanhas no período chuvoso. Nas campanhas do período seco (fev/08, Out/08 e Jan/09) são

verificadas condições mesohalinas na L. Manguaba e condições variando de polihalinas (>18

a ≤30) a eurihalinas (>30) na L. Mundaú. Ambas as lagunas apresentaram gradientes salinos

desde as fontes fluviais até suas desembocaduras no sistema de canais, que por sua vez,

caracterizam-se pelo maior gradiente salino de oligohalino a eurihalino no seu acesso ao mar.

As oscilações dos gradientes salinos nos canais foram ocasionados pelas variações de maré,

como também pelo regime fluvial dos rios que drenam as bacias de drenagens do CELMM.

Os resultados das características físicas do CELMM obtidos na presente pesquisa

corroboram com aqueles obtidos por Costa et al. (2010) e Oliveira e Kjerfve (1993). Esse

último é o único trabalho publicado especificamente sobre as características oceanográficas,

hidrológicas e geomorfológicas do sistema lagunar. A salinidade apresentou gradiente

decrescente bem marcado entre os compartimentos do CELMM, onde é possível verificar a

distribuição espacial dos valores de salinidade, desde as regiões próximas aos rios até a

desembocadura, demonstrando o comportamento conservativo dos sais dissolvidos no sistema

lagunar.

63

Salin

idade

0

10

20

30

40

Ago/06

RPMeio LMang RSuma CMang CMund LMunda RMund

0

10

20

30

40

Mar/07

0

10

20

30

40Set/07

0

10

20

30

40

19/Fev/08

0

10

20

30

40

26/Fev/08

0

10

20

30

40

Out/08

Distância da desembocadura (km)

0

10

20

30

40

051015202530

Jan/09

0 5 10 15 20 25 30-30 -25 -20 -15 -10 -5 0 -30-25-20-15-10-50-30 -25 -20 -15 -10 -5 0 -30-25-20-15-10-50

Figura 12: Distribuição da salinidade contra a distância em relação ao mar (0 km) nos

compartimentos do CELMM para todas as campanhas do Projeto POLCAMAR. RPMeio=

Rio Paraíba do Meio; Man= L. Manguaba; Mun= L. Mundaú; RSuma=Rio Sumaúma;

CMan= Canal Manguaba; CMun= Canal Mundaú; RMun=Rio Mundaú.

64

A tabela 13 apresenta os valores das estatísticas básicas calculadas para os nutrientes

inorgânicos dissolvidos em relação a todas as campanhas amostrais (média, desvio padrão,

máximos e mínimos). As maiores concentrações foram de silicato, sendo um elemento que

apresenta maiores concentrações em regiões costeiras e estuarinas, e não representa um fator

limitante para a produtividade primária devido a sua elevada e constante abundância espacial

e temporal. As concentrações de PID mostram maior homogeneidade entre os

compartimentos. Em relação ao NID, as concentrações foram bastante variáveis, com altos

valores de desvio padrão em todos os compartimentos, comportamento semelhante que o

encontrado para as razões N:P.

Tabela 13. Média, desvio padrão, valores máximos e mínimos de todas as campanhas

amostrais dos nutrientes inorgânicos dissolvidos da coluna de água das Lagunas de Manguaba

e Mundaú, e seus canais. Silicato

(uM)

PID

(uM)

NID

(uM)

N:P

(uM)

Laguna

Manguaba

n=100

md 172,3 0,8 6,6 30,8

dp 37,5 0,5 4,6 36,1

max 440,9 2,8 29,1 255,0

min 55,0 0,1 1,0 0,7

Canal

Manguaba

n=39

md 82,5 0,2 3,9 22,1

dp 44,5 0,1 2,1 20,3

max 271,1 2,0 17,0 121,5

min 27,6 0,09 0,8 1,0

Laguna

Mundaú

n=85

md 138,8 0,8 8,7 11,8

dp 57,9 0,5 7,6 7,5

max 330,2 3,5 41,6 36,9

min 46,2 0,1 0,6 1,6

Canal

Mundaú

n=30

md 62,3 0,6 4,8 13,7

dp 26,0 0,5 3,2 12,8

max 128,5 2,2 19,7 51,6

min 4,2 0,2 0,6 0,9

As concentrações de PID e NID não apresentaram gradientes sazonais definidos

(Figuras 13 e 14, Tabela 14 e Apêndice 2). Os valores apresentaram grandes oscilações, sendo

verificados picos de concentrações em ambos os períodos, e a média também esteve próxima

em todos os compartimentos, com exceção da L. Mundaú em que as concentrações de NID no

período chuvoso tiveram maiores valores. Essa diferença sazonal na L. Mundaú pode estar

associada com as maiores vazões dos rios, ocasionando maior escoamento superficial de

material terrestre. Outra hipótese que pode ser levantada sobre o maior aporte de NID no

período chuvoso é a liberação de NID junto à carga sedimentar durante a lavagem dos

sedimentos pelas águas pluviais e fluviais, que são mais intensas na época chuvosa,

65

ocasionando a perda principalmente da fração de N que foi aplicada como fertilizante. O

comportamento espacial também foi investigado (Figuras 13, 14 e Anexo 2). As lagunas não

se comportaram de acordo com a linha teórica de diluição proporcional entre a água doce a

marinha. Apesar de não haver fortes diferenciações de PID e NID entre os compartimentos, é

possível identificar as maiores concentrações mais próximas aos rios Paraíba do Meio e

Sumaúma na L. Manguaba, e rio Mundaú na L. Mundaú, considerados fontes pontuais de

nutrientes para o CELMM. Nos canais de acesso ao mar as concentrações de nutrientes são

marcadamente alteradas pela distribuição das águas marinhas, pobre em nutrientes.

Tabela 14: Distribuição das médias sazonais e anuais para todas as campanhas nos

compartimentos analisados.

Laguna Manguaba Canal Manguaba Laguna Mundaú Canal Mundaú Mar

Campanha S NID PID S NID PID S NID PID S NID PID S NID PID

1 – Chuv 0,2 3,8 0,4 15 1,2 0,1 2,1 5,8 0,4 13,6 2 0,2 30,5 4,9 0,2

2 – Chuv 4,5 14,5 1,4 14,5 7,5 0,8 3,4 26,9 2,3 17,7 13,8 1,1 36,5 1,5 0,1

3 – Chuv 0,2 4,3 0,5 9,9 3,6 0,2 0,5 8,5 0,8 1,2 3,6 0,5 30,5 4,9 0,2

4 – Sec 6 2,4 1,5 21,5 2,8 0,4 13,3 6,9 0,6 30,4 3,8 0,4 36,5 1,5 0,1

5 – Sec 6,5 4,5 1 29,6 2,2 0,2 17,1 3,6 0,6 23,9 8,2 1,4 36,5 1,5 0,1

6 – Sec 0,3 12,9 1,3 14,2 1,9 0,2 2,2 5,5 0,9 24,6 2,4 0,6 30,5 4,9 0,2

7 – Sec 4,6 11,3 0,2 22,5 8,7 0,2 13,7 14,3 0,9 25,3 12 1,4 36,5 1,5 0,1

Chuvoso 1,6 7,6 0,8 13,1 4,1 0,4 2 13,7 1,2 10,8 6,5 0,6 32,5 3,7 0,2

Seco 4,3 7,8 1 22 3,9 0,3 11,6 7,6 0,8 26 6,6 0,9 35 2,3 0,2

Obs: n amostral período chuvoso = 126; n amostral período seco = 132.

De uma maneira geral, os valores de NID foram mais elevados na L. Mundaú se

comparada com a L. Manguaba, enquanto o PID não apresentou esse comportamento. Esses

valores mais acentuados de NID na Laguna Mundaú sugerem que o sistema recebe maior

quantidade de nitrogênio antropogênico que Manguaba. Grandes adensamentos urbanos da

cidade de Maceió localizados ao longo das margens da Laguna Mundaú contribuem com altos

aportes de esgoto sem tratamento, através de fontes pontuais e difusas. Calcula-se que

aproximadamente 1/3 do esgoto produzido na cidade de Maceió tenha como destino as águas

da laguna Mundaú. Segundo a ANA (2006) a coleta e tratamento de efluentes não chega a

10% na cidade.

As razões molares NID:PID foram próximas a de Redfield (REDFIELD, 1958;

GOLTERMAN et al., 1990) na maioria das campanhas (entre 10-20), com maior tendência a

limitação por fósforo. No entanto, nas campanhas de Jan/09 e Out/08, a razão NID:PID

subiram drasticamente, chegando a valores que variaram entre 40-240, apresentando uma

forte limitação por nitrogênio principalmente em Manguaba. Esse resultado sugere que no

66

período seco os efluentes das cidades adjacentes ao CELMM (como Marechal Deodoro em

Manguaba e Maceió em Mundaú) parecem ter alta influência sobre as concentrações de NID,

além dos efluentes agrícolas. Não foram verificados gradientes espaciais em relação a razão

NID:PID (Figura 15).

Melo-Magalhães (2005) encontrou nas lagunas Mundaú e Manguaba médias baixas da

razão N:P, inferiores a 10. Estes resultados indicaram, portanto, que neste ambiente não

existiu limitação para o fósforo. Entretanto, a produtividade nestas lagunas foi limitada pela

disponibilidade do nitrogênio, provavelmente em decorrência da entrada de águas com altas

concentrações de fósforo, principalmente no período chuvoso.

Os índices N:P em lagunas e ambientes marinhos tendem a ser baixos e manifestam

uma relativa limitação de formas nitrogenadas. (NIXON et al., 1983). O N é considerado,

portanto, o nutriente mais importante na regulação da produção fitoplanctônica em sistemas

estuarinos, sendo este elemento menos abundante que o fósforo durante os picos de

produtividade (BOYNTON et al., 1982). Em ecossistemas líminicos, por outro lado, o

principal fator limitante é o P (HOWARTH, 1988). Entretanto, a discussão sobre qual

nutriente é o principal fator limitante em corpos aquáticos é antiga e controversa, sendo um

assunto científico de intenso debate e resultados antagônicos (HOWARTH, 1988; ARRIGO,

2005; ELSER et al., 2007; HARPOLE et al., 2011). Diferente do exposto acima, outros

trabalhos sugerem não haver diferença em ambientes lacustres, estuarinos e costeiros em

relação a limitação por N e P (ELSER et al., 2007). Alguns autores sugerem que os ambientes

podem apresentar mudanças sazonais e espaciais ao longo do ano em relação a limitação por

N e P (KNOPPERS et al., 1991). Trabalhos recentes publicados na literatura diferem da visão

atual científica da limitação por apenas um fator (Lei do Mínimo de Liebig), partindo do

princípio de que a produtividade primária é limitada por multi-fatores, que atuam de forma

sinérgica (ARRIGO, 2005; HARPOLE et al., 2011). Como se pode ver, a discussão sobre os

fatores limitantes da produtividade primária no meio aquático permanece em aberto.

67

0

1

2

3Ago/06

RPMeio LMang RSuma CMang CMund LMunda RMund

0

1

2

3Mar/07

0

1

2

3 Set/07

0

1

2

3 19/Fev/08

0

1

2

3 26/Fev/08

0

1

2

3Out/08

051015202530

0

1

2

3 Jan/09

0 5 10 15 20 25 30

Distância da desembocadura (km)

PID

(µ

M)

-30 -25 -20 -15 -10 -5 0 -30-25-20-15-10-50-30 -25 -20 -15 -10 -5 0 -30-25-20-15-10-50

Figura 13: Distribuição nos compartimentos da concentração de fósforo inorgânico dissolvido

PID (μM), contra a distância em relação ao mar (0 km), nos compartimentos do CELMM para

todas as campanhas do Projeto POLCAMAR. RPMeio= Rio Paraíba do Meio; Man= L.

Manguaba; Mun= L. Mundaú; RSuma=Rio Sumaúma; CMan= Canal Manguaba; CMun=

Canal Mundaú; RMun=Rio Mundaú.

68

Nitro

gê

nio

In

org

ân

ico

Dis

so

lvid

o (µ

M )

0

10

20

30

40

50Out/08

0

10

20

30

40

50

26/Fev/09

0

10

20

30

40

50

19/Fev/09

0

10

20

30

40

50

Set/07

0

10

20

30

40

50

Mar/07

0

10

20

30

40

50Ago/06

RPMeio LMang RSuma CMang CMund LMunda RMund

0

10

20

30

40

50

051015202530

Jan/09

0 5 10 15 20 25 30-30 -25 -20 -15 -10 -5 0 -30-25-20-15-10-50-30 -25 -20 -15 -10 -5 0 -30-25-20-15-10-50

Distância da desembocadura (km) Figura 14: Distribuição da concentração de nitrogênio inorgânico dissolvido NID (μM),

contra a distância em relação ao mar (0 km), nos compartimentos do CELMM para todas as

campanhas do Projeto POLCAMAR. RPMeio= Rio Paraíba do Meio; Man= L. Manguaba;

Mun= L. Mundaú; RSuma=Rio Sumaúma; CMan= Canal Manguaba; CMun= Canal Mundaú;

RMun=Rio Mundaú.

69

Razão m

ola

r N

ID:P

ID

0

50

100

150

200

250Mar/07

0

50

100

150

200

250

Ago/06

RPMeio LMang RSuma CMang CMund LMunda RMund

0

50

100

150

200

250

Set/07

0

50

100

150

200

250 19/Fev/08

0

50

100

150

200

25026/Fev/08

0

50

100

150

200

250Out/08

0

50

100

150

200

250

051015202530

Jan/09

0 5 10 15 20 25 30-30 -25 -20 -15 -10 -5 0 -30-25-20-15-10-50-30 -25 -20 -15 -10 -5 0 -30-25-20-15-10-50

Distância da desembocadura (km) Figura 15: Distribuição da razão molar N:P contra a distância em relação ao mar (0 km), nos

compartimentos do CELMM para todas as campanhas do Projeto POLCAMAR. RPMeio=

Rio Paraíba do Meio; Man= L. Manguaba; Mun= L. Mundaú; RSuma=Rio Sumaúma;

CMan= Canal Manguaba; CMun= Canal Mundaú; RMun=Rio Mundaú.

70

A distribuição do Material Particulado em Suspensão (MPS) é apresentada na figura

16. Em relação ao caráter espacial de distribuição, as concentrações não apresentaram um

padrão definido, sendo o comportamento tipicamente não-conservativo. Por outro lado, em

relação ao caráter temporal são verificadas diferenças, e a maior turbidez ocorre no período

chuvoso com concentrações acima de 100 mg.dm-3

. O comportamento do MPS pode estar

refletindo as condições de vento na região, que ocasionam homogeneização da coluna de água

e resuspensão dos sedimentos principalmente em ambientes aquáticos de baixa profundidade

como as lagunas Mundaú-Manguaba. O aumento do material em suspensão também pode ser

atribuído a outros fatores, como aumento da vazão dos rios, condições de marés

meteorológicas (ressacas) e aumento da produtividade primária (florações de microalgas e

macroalgas). Nesse estudo, o maior aporte de água doce no período chuvoso esteve

relacionado com maiores concentrações de MPS em razão da maior hidrodinâmica, com

consequênte remobilização dos sedimentos de fundo colocados em suspensão. Entretanto é

observado uma tendência de aumento ou diminuição dos valores de MPS quando comparado

com os valores de clorofila-a, demonstrando uma correlação positiva entre esses parâmetros

(Figuras 16 e 17).

Análises dos teores de clorofila-a foram realizadas em todas as campanhas amostrais,

com valores mínimos em torno de 15 ug.L-1

e máximos ultrapassnado de 140 ug.L-1

(Figura

17). A clorofila-a tem sido amplamente utilizada como parâmetro indicador da biomassa

fitoplanctônica. Maiores anomalias (concentrações muito elevadas) para as concentrações de

clorofila foram identificados, como estações localizadas próximas a Maceió em Ago/06 e

próximas a desembocadura do Rio Paraíba do Meio em Fev/08. As concentrações de

clorofila-a não apresentaram relações claras com as concentrações de NID e PID, e com a

razão molar NID:PID. Devido a elevada disponibilidade de nutrientes em praticamente todo o

CELMM, as florações de microalgas parecem estar relacionadas com as condições

hidrológicas locais, com altas concentrações em regiões de baixa hidrodinâmica e alta

disponibilidade de nutrientes (MELO-MAGALHÃES et al., 2009) O excesso ou atenuação da

luminosidade também pode funcionar como fatores limitantes para a produtividade primária

(ODUM, 1988). As concentrações de clorofila mostram uma leve relação com o MPS,

sugerindo que a elevada turbidez da água em certos períodos, dentre outros fatores, pode ter

relação com a comunidade fitoplanctônica (Figuras 16 e 17).

71

0

40

80

120Out/08

0

40

80

120

26/Fev/08

0

40

80

12019/Fev/08

0

40

80

120Set/07

0

40

80

120Mar/07

CMund LMunda RMund

0

40

80

120Ago/06

RPMeio LMang RSuma CMang

Ma

teria

l Pa

rtic

ula

do

em

Su

sp

ensã

o (m

g/L

)

0

40

80

120

051015202530

Jan/09

0 5 10 15 20 25 30-30 -25 -20 -15 -10 -5 0 -30-25-20-15-10-50-30 -25 -20 -15 -10 -5 0 -30-25-20-15-10-50

Distância da desembocadura (km) Figura 16: Distribuição da concentração de material particulado em suspensão (MPS) contra a

distância em relação ao mar (0 km), nos compartimentos do CELMM para todas as

campanhas do Projeto POLCAMAR. RPMeio= Rio Paraíba do Meio; Man= L. Manguaba;

Mun= L. Mundaú; RSuma=Rio Sumaúma; CMan= Canal Manguaba; CMun= Canal Mundaú;

RMun=Rio Mundaú.

72

0

50

100

150Out/08

0

50

100

15026/Fev/08

0

50

100

15019/Fev/08

0

50

100

150Set/07

0

50

100

150Mar/07

0

50

100

150Ago/06

RPMeio LMang RSuma CMang CMund LMunda RMund

Clo

rofila

-a(m

g/L

)

0

50

100

150

051015202530

Jan/09

0 5 10 15 20 25 30-30 -25 -20 -15 -10 -5 0 -30-25-20-15-10-50-30 -25 -20 -15 -10 -5 0 -30-25-20-15-10-50

Distâcia da desembocadura (km) Figura 17: Distribuição dos teores de clorofila-a (ug/L) contra a distância em relação ao mar

(0 km), nos compartimentos do CELMM para todas as campanhas do Projeto POLCAMAR.

RPMeio= Rio Paraíba do Meio; Man= L. Manguaba; Mun= L. Mundaú; RSuma=Rio

Sumaúma; CMan= Canal Manguaba; CMun= Canal Mundaú; RMun=Rio Mundaú.

73

As descargas pelo escoamento superficial e as entradas de águas pontuais dos rios são

as principais fontes de nutrientes, material particulado e dissolvido, para o CELMM (SOUZA

et al., 2009) liberado durante o intemperismo das rochas e decomposição da cobertura vegetal,

para o oceano. Estas águas por sua vez, apresentam uma composição química determinada

por fatores naturais, como o a topografia, vegetação, clima, geologia e o uso do solo

(MEYBECK, 1982). As frações dissolvidas dos rios mundiais apresentam alta taxa de

variabilidade e são dependentes da velocidade de escoamento e da vazão (WINTERBOURN;

TOWNSEND, 1991; CROSSLAND et al., 2005). O material decomposto de plantas

terrestres é uma das maiores fontes de matéria orgânica dissolvida, representando cerca de

70% do fluxo energético anual de águas correntes (WINTERBOURN; TOWNSEND, 1991).

No entanto essa porcentagem pode diminuir principalmente em localidades com intensos

impactos antrópicos, onde a emissão de matéria orgânica dissolvida e particulada proveniente

direta ou indiretamente como resultado da pressão antropogênica. Estes processos podem

estar contribuindo para o aumento das concentrações dos nutrientes na desembocadura dos

rios no setor montante encontrado neste estudo.

A exemplo do que ocorre na maioria dos ecossistemas estuarinos e lagunares

brasileiros, o CELMM apresenta-se como um ambiente altamente dinâmico, com acentuadas

alterações sazonais e espaciais dos parâmetros físicos, químicos e biológicos. Essa dinâmica é

decorrente principalmente das interações entre os fatores climáticos e hidrológicos. Segundo

Morán-Silva et al. (2005), em ecossistemas lagunares, a variabilidade nos fatores hidrológicos

é especialmente marcada pela dinâmica da circulação das lagunas que é afetada pelas marés,

aportes fluviais, ventos e baixa profundidade

O comportamento dos nutrientes em relação a salinidade é usualmente analisado

através do modelo de diluição e mistura, ou seja, entre a água doce e marinha com o intuito

de observar processos biogeoquímicos (BURTON; LISS, 1972). No CELMM, o alto tempo

de residência das águas, com gradientes moderados de salinidade dificultam essa abordagem,

com excessão se inclusos os canais de acesso ao mar. O gradiente espacial do NID, quando

analisada a concentração em função da salinidade, demonstrou claramente um processo de

remoção na coleta de Mar/07 (Figura 18). Entretanto, o comportamento do NID não foi

relacionado com a assimilação fitoplactônica (pois se verificam baixas concentrações de

clorofila-a, com exceção de um ponto), sugerindo a ocorrência de outro processo

biogeoquímico, como a denitrificação ou até mesmo o processo geoquímico de adsorção no

material particulado e sedimentação. Nesse trecho foram separados os dados da coleta de

Mar/07 para NID e Cloro-a em Mundaú, mas comportamento semelhante pode ser visto em

74

outras coletas e para o PID também quando comparando a distribuição de PID, NID e

Clorofila nas figuras 13, 14 e 17, respectivamente.

0

10

20

30

40

50

NID

(mM

)

RMun L.Mun CMun

0

10

20

30

0 5 10 15 20 25

Clo

rofi

la-a

(mg

/L)

Salinidade

Figure 18: Curva de mistura do NID e clorofila-a contra a salinidade para os canais Mundaú

(CMund), Laguna Mundaú (LMunda) e rio Mundaú (RMund).

Alguns processos podem ser atribuídos a remoção de PID e NID do sistema, tais

como: assimilação biológica (fotossíntese), adsorção em argilo-minerais e matéria orgânica

com sedimentação gravitacional, precipitação química. Por outro lado, outros processos são

responsáveis por atuarem como fontes de nutrientes para a coluna de água, como a

mineralização de matéria orgânica por bactérias, ressuspensão do sedimento, efluentes

antropogênicos, deposição atmosférica, entre outros (BURTON; LISS, 1976; MORRIS, 1985;

BIANCHI, 2007). Os baixos valores de clorofila-a próximos aos rios podem indicar limitação

de luminosidade nessas regiões devido a elevada turbidez da água, uma vez que os nutrientes

estão disponíveis em grandes quantidades e não são considerados fatores limitantes. Em

estuários, por apresentarem alta turbidez e disponibilidade de nutrientes, a luminosidade pode

ser o fator mais importante no controle da biomassa fitoplanctônica nos estuários

(JOINT;PORNROY, 1981; WOFSY, 1983).

75

Ao se analisar as proporções das formas nitrogenadas em relação à contribuição total

do NID notam-se que os valores de amônia e nitrato foram as maiores frações no período

chuvoso, seguido do nitrito, sem um predomínio claro entre as duas primeiras formas citadas.

No período seco, entretanto, as concentrações de nitrato foram superiores em todas as coletas

que as de amônia e nitrito, nessa ordem, em todos os compartimentos. A prevalência na forma

de nitrato sugere condições com maiores níveis de O.D. e menores taxas de decomposição e

excreção de matéria orgânica. Ambientes com altos valores de amônia, por outro lado,

indicam ambientes mais decompositores e redutores, com menores níveis de OD. A

prevalência do íon amônio também pode indicar fontes de esgoto para o sistema, pela

hidrólise da uréia na água além de fontes de efluentes industriais e agrícolas. Segundo dados

da CETESB (2011), se uma amostra de água for coletada em um sistema poluído e as análises

demonstrarem predominância das formas reduzidas significa que o foco de poluição se

encontra próximo; se prevalecerem o nitrito e o nitrato denota que as descargas de esgotos se

encontram distantes, ou seja, a predominância da forma de nitrato pode indicar ambientes de

água mais limpa.

76

4.2 O MODELO ASSETS PARA AVALIAÇÃO DA EUTROFIZAÇÃO DO CELMM

Apresenta-se a seguir as etapas e os procedimentos requeridos para a construção dos

índices de pressão-estado-resposta (PER) de acordo com o modelo ASSETS. Desta forma,

aborda-se em primeira instância a determinação das zonas de salinidade, depois os índices de

pressão (susceptibilidade estuarina e aporte de nutrientes = fatores de influência), estado

(sintomas primários e secundários) e resposta (cenários futuro). Os três índice são então

agregados em um índice ASSETS final de qualidade do ambientes referente a eutrofização do

sistema.

4.2.1 Zonas de Salinidade

Para o estabelecimento das condições de eutrofização através do modelo ASSETS é

necessária a separação do sistema em regiões de salinidade conhecidas. As zonas de

salinidade de Mundaú-Manguaba são apresentadas na tabela 15, e representam valores

percentuais de cada zona salina, de acordo com o período considerado. O calculo foi realizado

através de valores médios anuais, médias do período seco e médias do período chuvoso. A

classificação foi feita de acordo com o que preconiza o modelo ASSETS de água doce

(0<0,5), de mistura (0,5-25) e salina (>25). A salinidade nas lagunas mostrou diferenças

sazonais na abrangência e distribuição das zonas salinas, como já discutido anteriormente.

Tabela 15: Média dos valores percentuais por período e anual das zonas de salinidade para

Mundaú e Manguaba. Obs: psu corresponde a nomenclatura utilizada pelo ASSETS. Classificação da

Zona de Salinidade

Mundaú

Anual

Mundaú

Seco

Mundaú

Chuvoso

Manguaba

Anual

Manguaba

Seco

Manguaba

Chuvoso

Água Doce

(0-0.5psu)

28% 11% 47% 41% 16% 77%

Água de Mistura

(0.5-25psu)

70% 84,5% 53% 54,4% 76% 23%

Água Salgada

(>25psu)

2% 4,5% - 4,6% 8% -

4.2.2 Modelagem ASSETS

4.2.2.1 Pressão

4.2.2.1.1 Susceptibilidade Estuarina

77

A susceptibilidade estuarina a eutrofização é baseada somente de acordo com

características naturais e é determinada pela combinação dos potenciais de diluição e

exportação (Tabela 16). As duas lagunas foram classificadas como altamente susceptíveis a

eutrofização. Considerando que o volume das lagunas é constante ao longo do ano, o

potencial de diluição foi baixo na L. Mundaú e na L. Manguaba em todos os cenários. Assim

como o volume, a média da amplitude de maré também foi considerada constante ao longo do

ano. O modelo ASSETS calcula o potencial de diluição com base na estratificação vertical da

coluna de água e no volume total de água do sistema. O potencial de exportação foi calculado

como sendo moderado para as duas lagunas. A média do aporte diário de água doce foi maior

no período chuvoso, e o aporte dos rios em relação ao volume de água lagunar,

consequentemente, foi maior nesse período, mas não o suficiente para haver diferença sazonal

na classificação final em relação ao potencial de exportação. O potencial de exportação é

estabelecido em função da amplitude de maré, aporte de água doce e volume de água lagunar.

A amplitude de maré dentro das lagunas é de 0,2 m em Mundaú e 0,02 m em Manguaba,

classificada como regime de micromaré. Com base nesses cálculos, para o modelo ASSETS,

o CELMM é altamente susceptível a eutrofização ao longo de todo o ano, independentemente

do período considerado.

A maior vazão média dos rios verificada nos meses do período chuvoso não foi capaz

de mudar a classificação estabelecida pelo programa ASSETS para os potenciais de

exportação calculados. Para os sistemas apresentarem potenciais altos de exportação, as

vazões médias no período chuvoso deveriam ser da ordem de aproximadamente 80 m3.s

-1 e

125 m3.s

-1 para Mundaú e Manguaba, respectivamente, que são distantes dos valores

verificados na literatura, que são de 65 m3.s

-1 e 57 m

3.s

-1. É claro que em alguns dias

posteriores a eventos mais severos de precipitação o potencial de exportação pode ser alto

(pois já se verificaram médias diárias máximas de aporte de água doce de 495 m3.s

-1 e 604

m3.s

-1, para Mundaú e Manguaba, respectivamente) (OLIVEIRA; KJERFVE, 1993), mas a

média sazonal permanece moderada. O potencial de diluição não variou, pois é calculado com

base no volume das águas, considerado constante.

Essa característica de elevada susceptibilidade natural a eutrofização é relacionada

com os altos tempos de residência das águas (KNOPPERS; KJERFVE, 1999;

CARMOUZE,1994; RUNCA et al., 1996). A pouca troca de água com o oceano adjacente ao

complexo lagunar é principalmente relacionada com o baixo aporte de água doce e as

78

reduzidas amplitudes de marés dentro das lagunas. As duas lagunas foram categorizadas como

do tipo “sufocadas”, com alto grau de enclausuramento das águas e altos tempos de residência

das águas (tempo de residência médio anuam de 16 e 32 dias para Mundaú e Manguaba,

respevtivamente) devido a eficiente dissipação da energia das marés pelo sistema de canais e

baixos aportes de água fluvial, que drenam as bacias. Essa configuração leva a eficiente

retenção e reciclagem de material biogênico no sistema (WOLF et al., 2010).

Tabela 16. Determinação da susceptibilidade estuarina através da combinação dos potenciais

de diluição e exportação em todos os cenários analisados para o CELMM. Mundaú Manguaba

Volume (106 m

3) 69,8 97,7

Volume de Diluição 1x10-2

1x10-2

Potencial de Diluição Baixo Baixo

Range de Maré Micromaré (< 2 m) Micromaré (< 2 m)

Anual Seco Chuvoso Anual Seco Chuvoso

Aporte diário de água doce

(106.m

3)

3 1,2 5,7 2,4 1,3 4,9

Aporte dos Rios / Volume

Estuarino

4x10-2

1x10-2

8x10-2

2x10-2

1x10-2

5x10-2

Potencial de Exportação Mod. Mod. Mod. Mod. Mod. Mod.

Susceptibilidade

Estuarina

Alta Alta Alta Alta Alta Alta

Segundo Mizerkowski (2011), a sazonalidade é um importante fator a ser considerado

para a aplicação do modelo de ASSETS em estuários localizados em regiões que apresentam

variabilidade climatológica pronunciada ao longo do ano. As regiões tropicais e subtropicais

de ecossistemas aquáticos costeiros do Brasil têm um padrão sazonal, com estações secas e

chuvosas bem estabelecidas. Os ciclos anuais usualmente utilizados para o estabelecimento

dos índices ASSETS podem não representar possíveis diferenças nos processos eutróficos que

estão ocorrendo em sistemas com grande variabilidade climática sazonal.

4.2.2.1.2 Aporte de Nutrientes

O índice ASSETS trabalha com informações das concentrações de NID, por

considerar esse elemento o principal limitante da produtividade primária em águas estuarinas

e costeiras (BRICKER et al., 1999, 2003). Informações sobre as concentrações de NID nos

rios e nas águas marinhas são necessárias para definir o aporte de nutrientes no sistema, junto

com informações de descarga de efluentes. A relação entre as concentrações de NID na bacia

de drenagem e de águas marinhas adjacentes ao CELMM, a vazão média dos rios, assim

como o tempo de renovação das águas em função da variação das marés definem a quantidade

79

de N proveniente da fonte antropogênica. Os resultados dos cálculos envolvendo o aporte de

nitrogênio são apresentados na tabela 17.

Tabela 17: Média da concentração de N nos rios, oceano adjacente ao CELMM e aportes

estimados de N de efluentes antrópicos com respectiva classificação do aporte de nutrientes.

Nota: Min= Concentração média de NID nos rios que deságuam no sistema; Msea=

Concentração média de NID na costa adjacente; Mef= aporte de nitrogênio proveniente de

efluentes urbanos e agrícolas; Mb= Concentração de NID considerada de base, calculada

hipoteticamente sem aportes antropogênicos; Mh= Concentração de NID considerada de

atividades antrópicas, calculada hipoteticamente sem a influência do aporte oceânico. Mundaú

Total

Mundaú

Seco

Mundaú

Chuvoso

Manguaba

Total

Manguaba

Seco

Manguaba

Chuvoso

Min (a)

2,3x10-4

2,5x10-4

2,1x10-4

1,6x10-4

1,7x10-4

1,6x10-4

Msea (a)

4,4x10-5

2x10-5

6,8x10-5

4,4x10-5

2x10-5

6,8x10-5

Mef (b)

7,8x10-2

7,8x10-2

7,8x10-2

3,6x10-2

3,6x10-2

3,6x10-2

Mb (a)

1,8x10-5

1,2x10-5

1,8x10-5

4,1x10-6

3,3x10-6

2,9x10-6

Mh (a)

1,36x10-3

2x10-3

9,4x10-4

1,3x10-3

2,1x10-3

7,9x10-4

Mh/(Mb+Mh) (a)

0,99 0,99 0,98 1 1 1

Aporte de

Nutrientes

Alto Alto Alto Alto Alto Alto

(a) in Kg.m-3, (b) in Kg.s-1

A concentração de NID nos rios (Min) foi maior no sistema Mundaú, sendo o período

seco com as maiores concentrações em ambas as lagunas (resultados apresentados e

discutidos no capítulo 1). Concentrações de fontes marinhas (Mh) foram consideradas iguais

para os sistemas, tendo o período chuvoso as maiores concentrações 3,1uM (4,4x10-5

kg.m3).

Os fatores de emissão utilizados para os cálculos do aporte de efluentes urbanos e

agrícolas (Mef) estão apresentados na tabela 18. As contribuições de nitrogênio relacionadas

com as plantações de cana de açúcar foram estimadas, produzindo aportes variando entre

4,1x10-2

e 3x10-2

kg.N.s-1

para a L. Mundaú e L. Manguaba, respectivamente, com 21700 ha

de área cultivada na bacia de drenagem de Manguaba e 29480 ha em Mundaú (SOUZA et al.,

2009). Segundo Lacerda et al., (2008), a estimativa da quantidade de nitrogênio proveniente

de cada bacia de drenagem é uma função da diferença das práticas agrícolas realizadas nas

bacias e a área relativa de cultivo. As contribuições de nitrogênio provenientes dos efluentes

domésticos refletem a densidade populacional ao longo da bacia de drenagem do sistema, e os

aportes calculados foram de 3,7x10-2

e 0,6x10-2

kg.N.s-1

para a L. Mundaú e L. Manguaba,

respectivamente. Os resultados mostram que em Manguaba os fluxos de N provenientes da

agricultura são da ordem de 4 vezes superiores em relação ao descarte de efluentes

domésticos, enquanto em Mundaú os fluxos praticamente se equivalem.

80

Tabela 18: Fatores de emissão utilizados para o calculo do aporte do nitrogênio da agricultura

canavieira para o CELMM. Fatores de Emissão Nitrogênio

Quantidade aproximada liberada de Nitrogênio por dia per

capita (g) a,b

9,04

Quantidade aproximada de fertilizante nitrogenado utilizado

em plantações de cana de açúcar (kg.ha-1

) c,d

90 – 275

Perda do fertilizante aplicado através do runnof do solo (%)e 29 – 32

aMeybeck et al. (1989); bMeybeck e Helmer (1989); cAgrobyte (2003); d Malavolta e Dantas (1980); eEMBRAPA (2003).

Os cálculos realizados através dos fatores de emissão adotados corroboram com

estimativas realizadas por Souza et al. (2009). O autor não verificou diferença na

concentração dos rios em relação aos procedimentos de ferti-irrigação da vinhaça. Portanto, o

aporte de N foi considerado constante para todos os cenários analisados. Souza et al. (2009),

através dos fatores de emissão adotados chegou a quantia de 1410 T.N.ano-1

em função das

descargas provenientes da agricultura e 1913 T.N.ano-1

provenientes da população humana e

da pecuária local. No presente estudo, as estimativas consideradas foram 1450 T.N.ano-1

oriundas da população humana e 2477 T.N.ano-1

dos efluentes agrícolas. Somando esses

valores, a quantidade de N total exportada para o CELMM foi de 3683T.N.ano-1

oriundos de

efluentes agrícolas e domésticos, enquanto Souza et al. (2009) chegou a quantidade de 3323

T.N.ano-1

proveniente de efluentes agrícolas, domésticos e agropecuários.

A influência antropogênica, indicada pelos valores de Mh, apresentaram valores muito

altos. Esses resultados indicam que as concentrações de nitrogênio, médias anuais

provenientes dos rios e descargas de esgotos são 150 vezes maiores que as concentrações de

base estimadas para o CELMM. Estima-se que o tratamento de efluentes não atinja 10% do

total produzido em toda a bacia de drenagem do CELMM (ANA, 2006; IBGE, 2011). Ao

longo das campanhas de amostragens foram verificados diversos emissários de esgotos

principalmente na margem norte da L. Mundaú, densamente povoada. Além dessas fontes

pontuais existe uma grande quantidade de esgoto que entra nas lagunas através do escoamento

superficial continental, considerado fonte difusa e de difícil estimativa. Por isso foram

adotadas as taxas de emissões, consideradas satisfatórias de acordo com outras publicações

(LACERDA et al., 2006, 2008; SOUZA et al., 2009).

Os altos aportes de nitrogênio calculados para o CELMM são atribuídos aos múltiplos

usos antropogênicos da bacia de drenagem associados com a utilização de N, além da falta de

81

tratamento de efluentes e saneamento básico. Mundaú apresentou maiores fluxos de N, pois é

mais densamente povoada ao longo de sua bacia de drenagem, além de apresentar áreas de

plantio de cana-de-açúcar um pouco maiores. As maiores fontes são as difusas provenientes

de efluentes agro-industriais e domésticos.

4.2.2.1.3 Fatores de Influência (FI)

A susceptibilidade estuarina e o aporte de nutrientes foram combinados em uma matriz

para a determinação dos fatores de influência. A classificação final dos fatores de influência

foram altas em todos os cenários analisados, refletindo os altos aportes antrópicos de

nitrogênio e a baixa capacidade do ambiente em diluir e exportar essa grande quantidade de

nutrientes.

4.2.2.2 Estado

A avaliação do estado trófico do CELMM através do índice ASSETS foi realizada

com base nos sintomas primários e secundários da eutrofização.

4.2.2.2.1 Sintomas Primários

Os dois sistemas apresentaram índices altos para os sintomas primários, com a

classificação dos níveis de clorofila-a na maioria dos cenários e zonas salinas variando de

águas “altamente tróficas” a “hipertróficas”. As concentrações de clorofila-a foram os

indicadores primários com informações disponíveis para os dois sistemas. Informações sobre

o crescimento problemático de macroalgas não foram detectadas durante as coletas de campo,

e não foram encontrados dados disponíveis na literatura.

Os gráficos de freqüência cumulativa contendo os valores de percentil 90% das

concentrações de clorofila-a são mostrados no apêndice 2. As concentrações do percentil 90%

tiveram classificação “hipertrófica” (excessivamente eutrófico) (> 60 mg Clor-a.L-1

) para

Mundaú e Manguaba considerando o cenário com a totalidade dos dados (chamado anual),

com alta cobertura espacial (abrangendo mais de 50% da área superficial da laguna) e

freqüência de ocorrência periódica. No período chuvoso a classificação das águas em ambas

82

as lagunas foram “hipertróficas”, com exceção da zona de água doce em Manguaba, que foi

classificada como “alta” (muito trófico, ou seja, eutrófico) (> 20, ≤ 60 mg Clor-a.L-1

). No

período de estiagem, a zona de água doce em ambas as lagunas foi categorizada como

“moderada” (mesotrófico) (> 5, ≤ 20 mg Clor-a.L-1

), a zona de mistura na L. Mundaú teve a

classificação “alta” e na L. Manguaba foi “hipertrófica”.

Essas altas concentrações de pigmentos fotossintetizantes indicam elevada

produtividade primária no CELMM nas duas lagunas. Não foi verificada uma diferença nos

valores em relação ao caráter sazonal, evidenciando que as florações fitoplactônicas ocorrem

ao longo de todo o ano. Tais resultados corroboram com aqueles obtidos pelo balaço LOICZ

(SOUZA et al., 2009), em que as lagunas são consideradas sumidouros de NID, PID e CO2,

ou seja, as lagunas propiciam condições favoráveis para a incorporação de nutrientes

inorgânicos dissolvidos pelas comunidades fitoplanctônicas. As taxas de produção de matéria

orgânica são maiores que os de respiração, indicando que o sistema é predominantemente

autotrófico. As características geomorfológicas e hidrodinâmicas das lagunas propiciam

condições para a retenção de materiais orgânicos e inorgânicos, como baixa renovação de

águas, baixos aportes de água doce, baixa variação de marés e baixa profundidade, além de

receber grandes quantidades de nutrientes. Esses fatores, atuantes em sinergia, são os

principais responsáveis pelos picos de clorofila-a, indicando altos sintomas primários de

eutrofização.

Outros estudos realizados no CELMM também chegaram a resultados semelhantes,

em que as lagunas apresentaram altas concentrações de clorofila-a (MELO-MAGALHÃES et

al. 2009). Costa et al. (2010), em relação à clorofla-a, classificaram as lagoas com condições

mesotróficas (Fev/2008). Este quadro diferiu do observado em agosto/2006, quando nas duas

lagunas foram observadas condições eutróficas, segundo classificação proposta por

Golterman e Oude (1990).

4.2.2.2.2 Sintomas Secundários

Para os sintomas secundários foram encontradas informações de concentrações de OD

(Apêndice 2) e de HABs (Harmful Algae Blooms, ou seja, florescimentos de algas nocivas).

Em Mundaú, os valores de OD permaneceram acima das concentrações consideradas como

“stress biológico” (>2, ≤5 mg.L−1

), em todos os cenários, sendo a classificação final para os

sintomas secundários baixa. Para Manguaba as condições de eutrofização referentes aos

83

sintomas secundários foram mais críticas. As concentrações de OD também foram

consideradas satisfatórias, acima do limite considerado como stress biológico em todos os

cenários. Os gráficos de percentil 10% para os valores de OD são apresentados para a L.

Manguaba e L. Mundaú em todas as zonas de salinidade para o cenário total no anexo 2.

Em Manguaba foram detectadas florações de HABs. Essas florações tóxicas e/ou

nocivas têm um período sazonal de ocorrência (alternância de dominância das espécies entre

os diferentes períodos) e grande abrangência espacial (zonas de água doce e de mistura).

Florações de cianofíceas da espécie Anabaena spiroides foram verificadas no período seco,

enquanto florações de Microcystis aeruginosa foram verificadas no período chuvoso (MELO-

MAGALHÃES et al., 2009). A abrangência espacial das florações algais nocivas/tóxicas foi

considerada alta, pois foram verificadas em 90% das amostras coletadas. A presença de

grande quantidade dessas espécies, em larga faixa espacial e temporal na laguna Manguaba,

torna a classificação alta, de acordo com a nomenclatura ASSETS para o índice de sintomas

secundários.

4.2.2.2.3 Condições de Eutrofização (CE)

As condições de eutrofização, que agregam os índices primários e secundários acima

descritos, sugerem classificação anual moderadamente trófica (mesotrófica) para a L. Mundaú

e altamente trófica (eutrófica) para a L. Manguaba. Não foi verificada diferença sazonal na

classificação do estado trófico para o CELMM.

Os fatores indicaram estágios avançados de eutrofização, principalmente na L.

Manguaba, com a ocorrência de HABs ao longo de todo o ano. Esse estágio avançado de

eutrofização é atribuído as características geomorfológicas e hidrológicas naturais das

lagunas, associadas com os altos aportes de nutrientes no sistema. Esses fatores propiciam a

disponibilidade dos nutrientes durante um tempo elevado para a biota, permitindo assim

rápidos crescimentos de produtores primários.

Melo-Magalhães et al. (2009) estudaram o comportamento das comunidades

fitoplactonicas no CELMM e reportaram grandes florações algais. Florações de Cyanobacter

ocorreram na L. Manguaba, favorecidas, entre outros fatores, pelas altas concentrações de

nutrientes na água, baixa salinidade e longos tempos de residências das águas. Durante o

trabalho, foram verificadas florações de Anabaeana spiroides, Microcystis aeruginosa,

Cyclotella meneghiniana e da diatomácea Skeletonema cf. costatum. As florações de

84

cianofíceas são comumente relacionadas com ambientes eutrofizados (CANFIELD JR. et al.,

1989).

O gênero Anabaena das cianofíceas é conhecido pela produção de neurotoxinas

extremamente fortes, podendo ser potencialmente tóxicas e perigosas para as comunidades

locais. As espécies de Microcystis aeruginosa são conhecidas mundialmente por formar os

HABs, que provocam sérios impactos negativos ecológicos e econômicos, sendo consideradas

as florações de cianobactérias tóxicas mais comuns em águas eutrofizadas. As espécies

Microcystis adaptam-se muito bem as condições de águas eutrofizadas, e suas estratégias

adaptativas superam aquelas de outras microalgas, tornando-se a espécie dominante

(BITENCOURT-OLIVEIRA, 2000). Estes organismos são citados na literatura como

causadores de problemas à saúde do homem e de outros animais. Aphanizomenon, que

também é comumente encontrado no CELMM, provoca paralisia em peixes e pode intoxicar o

homem através do consumo desses peixes (CARMICHAEL, 1994). Em Mundaú, a maior

penetração de água marinha favorece o aumento da salinidade e períodos menores de retenção

de água, que são condições mais favoráveis para o desenvolvimento de diatomáceas (MELO-

MAGALHÃES et al., 2009).

Os sintomas da eutrofização podem variar entre diferentes tipos de estuários: em geral,

a composição fitoplanctônica em águas transicionais mostra ligação com o tempo de

residência das águas (BETTENCOURT, 2003; FERREIRA et al., 2005), e classificação alta

para o índice de estado trófico ASSETS tende a estar associada principalmente com o

potencial de exportação da água, refletindo tanto altos valores de clorofila-a como aumento da

ocorrência de HABs (FERREIRA et al., 2007).

Segundo Carreira et al. (2011), a caracterização espacial e deposicional de matéria

orgânica no CELMM é marcada por múltiplas fontes de MO e complexos cenários

geomorfológicos e hidrológicos. O processo da eutrofização observado nas últimas 3 décadas

é resultado do aumento da deposição autóctone de matéria orgânica no CELMM.

4.2.2.4 Resposta

4.2.2.4.1 Definição de Cenário Futuro (CF)

Esse índice agrega a susceptibilidade estuarina com a previsão sobre o aporte de

nutrientes na bacia de drenagem do sistema em 5 categorias: aumento alto da pressão futura,

85

aumento baixo da pressão futura, sem variação na pressão futura, diminuição baixa da pressão

futura e diminuição alta da pressão futura. A resposta foi examinada através de mudanças

futuras esperadas no aporte de nutrientes para a bacia de drenagem do sistema. As

informações para essa estimativa foram baseadas em dados disponíveis pela Agência

Nacional de Águas (ANA, 2006) em relação ao diagnósticos atuais e futuros sobre o

saneamento básico da região, e pelo Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística (IBGE,

2011) em relação ao crescimento populacional esperado.

As bacias de drenagens de rios e estuários brasileiros têm uma divisão em comitês

regionais de bacias independentes, e essa configuração de administração origina diferenciação

quanto ao gerenciamento dos recursos naturais. Cada comitê de bacia é responsável pela

elaboração e implantação do seu Plano de Recursos Hídricos.

O CELMM possui um Plano de Ações e Gestão Integrada disponível no site da

Agência Nacional de Águas (ANA, 2006). A elaboração desse plano teve a contribuição de

diversas partes, como tomadores de decisão ligados a administração pública, Organizações

Não Governamentais (ONG’s) e a sociedade civil organizada. O objetivo desse plano é a

estruturação e a integração gestacional para o uso e recuperação do sistema lagunar. As

principais ações propostas são: implantação do saneamento ambiental urbano, controle da

poluição industrial, proteção e conservação ambiental, ordenamento territorial urbano,

controle de erosão e poluição agrícola e conscientização ambiental através de projetos de

educação ambiental. O orçamento final para tais medidas mitigadoras alcançou em torno de

R$ 630 milhões de reais. Tendo em vista a implantação do plano e o correto investimento

proposto o cenário futuro é a diminuição da fonte de nutrientes para o CELMM dentro dos

próximos 20 anos.

Importante estabelecer que a predição do cenário futuro também deve levar em conta,

além das obras previstas de tratamento de esgotos e projeção populacional, o cenário

hidrológico futuro, ou seja, se a vazão dos rios que drenam o sistema tendem a manter-se

estáveis ao longo do tempo. A hidrologia é um dos fatores preponderantes para o

estabelecimento do cenário futuro.

O resultado final das CF é uma melhora baixa nas condições em todos os cenários,

pois esse índice agrega a susceptibilidade (alta) com a pressão futura de aporte de nutrientes

(diminuição) (Tabela 19).

86

Tabela 19. Determinação das Condições Futuras de Eutrofização pela combinação da previsão

da pressão futura no aporte de nutrientes com a susceptibilidade estuarina. Mundaú Manguaba

Susceptibilidade Alta Alta

Pressão futura no aporte de nutrientes Diminuição Diminuição

Condição Futura (CF) Melhoria Baixa Melhoria Baixa

4.2.2.5 Índice ASSETS Final

A determinação do índice ASSETS final, que agrupa os indicadores de PER (pressão-

estado-resposta) é apresentada na tabela 20. As duas lagunas, em todos os cenários, foram

consideradas altamente susceptíveis ao desenvolvimento da eutrofização com altos aportes de

nutrientes calculados. A laguna Mundaú teve condições de eutrofização moderadas enquanto

em Manguaba as condições foram altamente tróficas. O cenário futuro esperado são melhorias

baixas no processo de eutrofização atuante sobre as lagunas. Não foi verificada diferença

sazonal nos índices estabelecidos pelo modelo.

Tabela 20: Agrupamento dos indicadores de pressão-estado-resposta e classificação final do

modelo ASSETS. Nota: A-alta, B-baixa, M-moderada, MB-melhoria baixa, P-pobre, R-ruim.

Su

scep

tib

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s

AS

SE

TS

Pressão Estado Resposta

Mundau Total A A A A B M MB P

Seca A A A A B M MB P

Chuvosa A A A A B M MB P

Manguaba Total A A A A A A MB R

Seca A A A A A A MB R

Chuvosa A A A A A A MB R

A classificação ASSETS final foi “pobre” para Mundaú e “ruim” para Manguaba,

refletindo a tipologia da bacia de drenagem e características hidrogeológicas e

geomorfológicas do CELMM. A metodologia ASSETS indicou que as duas lagunas são

naturalmente susceptíveis a eutrofização, assim como outros sistemas lagunares do SE do

Brasil, baseados em estudos qualitativos (KNOPPERS; KJERFVE, 1999; KNOPPERS et al.,

1999). As duas lagunas foram categorizadas como do tipo “sufocadas”, com alto grau de

87

enclausuramento das águas e altos tempos de residência, devido a eficiente dissipação da

energia das marés pelo sistema de canais e baixos aportes de águas doce dos rios, que drenam

as bacias de drenagens. Essa configuração leva a eficiente retenção e reciclagem de material

biogênico nos sistemas (KNOPPERS et al., 1999), além de contribuir com os altos índices de

produtividade primária sugeridos pelas altas concentrações de clorofila nas duas lagunas ao

longo de todo o ano. Mundaú e Manguaba são sujeitas a eutrofização e, a quantidade dos

aportes de nutrientes versus os tempos de residência das águas de que tratam o modelo,

parecem ter mostrado resultados aceitáveis quando comparados com resultados anteriores.

As piores condições verificadas na L. Manguaba em relação ao índice final ASSETS

são atribuídas principalmente pela diferença verificada para os sintomas secundários (HABs),

para os quais Manguaba apresentou ocorrência freqüente e de grande abrangência espacial de

florações das cianobactérias Anabaeana spiroides e Microcystis aeruginosa. A L. de Mundaú

recebe aporte de efluentes domésticos e agrícolas em quantidades maiores que Manguaba.

Por outro lado, a média anual do tempo de residência das águas de Mundaú é de 2 semanas,

enquanto a de Manguaba é de 6 semanas (OLIVEIRA; KJERFVE, 1993). Parece que a troca

de águas mais rápida em Mundaú compensa os maiores aportes de nutrientes que recebe, se

comparada com Manguaba.

Como apresentado, não foi verificada diferença sazonal da classificação final

ASSETS. A maior vazão dos rios verificada no período chuvoso não esta sendo suficiente

para a melhora das condições. Apesar do tempo de residência das águas diminuir

substancialmente nesse período, os aportes de nutrientes e a produtividade primária do

sistema continuam sendo altos.

A tabela 21 apresenta uma comparação desse estudo com outros realizados em

ecossistemas da costa brasileira utilizando a metodologia ASSETS.

88

Tabela 21. Resultados do modelo ASSETS para o CELM, Laguna de Piratininga (RJ), Laguna

de Guarapina (RJ), Estuário do Rio Paraíba do Sul (RJ), Baía de Paranaguá (PR), Baía de

Guaratuba (PR) e Estuário do Rio Jaguaribe (CE). Nota: A- alto; B- baixo, M- moderado;

MA- moderado alto; MB- moderado baixo; P- pobre; R- ruim, BM- baixa melhora; AM- alta

melhora; SM- sem mudança.

Su

scep

tib

ilid

ade

Ap

ort

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e N

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ore

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Co

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içõ

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ras

AS

SE

TS

Sistema Período Pressão Estado Resposta

Laguna de

Mundaú a

Total A A A A B M BM P

Seca A A A A B M BM P

Chuvosa A A A A B M BM P

Laguna de

Manguaba a

Total A A A A A A BM R

Seca A A A A A A BM R

Chuvosa A A A A A A BM R

Laguna de

Piratininga b

Anual A A A A M MA AP P

Laguna de

Guarapina b

Anual A A A A B M AP R

Estuário do Rio

Paraíba do Sul b

Anual MB A MB M B MB AM B

Seca M A MA MB B MB BM M

Chuvosa B A MB B B B AM A

Baía de Paranaguá c

Seca M B MB M B MB SM B

Chuvosa B B B A B M SM M

Baía de Guaratuba c

Seca A A A M M M SM P

Chuvosa A A A A B M SM P

Estuário do Rio

Jaguaribe d

Anual A A A A B M SM P

Seca A A A A B M SM P

Chuvosa A A A A B M SM P a Este Estudo;

b Cotovicz Jr. et al. Submetido;

c Mizerkowski (2011);

d Eschrique (2011)

A aplicação da modelagem ASSETS foi realizada em um total de 8 ecossistemas

estuarinos brasileiros. Outros dois sistemas (Cananéia-Iguape, SP e Baía da Babitonga, SC)

não tiveram boa aplicação devido a falta de informações disponíveis (MIZERKOWSKI,

2011; ESCHRIQUE, 2011). Os resultados foram bem variáveis entre os sistemas, no entanto

algumas constatações podem ser feitas:

1) Todas as lagunas apresentaram classificação final “pobre” ou “ruim”;

2) Entre os sistemas estuarinos a classificação foi mais heterogênea, refletindo a grande

variação das características hidrológicas e hidrodinâmicas associadas com a

eutrofização ao longo da costa brasileira;

3) Interessante notar que apenas um sistema apresentou baixo aporte de nutrientes

calculado, sugerindo que a falta de tratamento de esgotos é um problema

89

generalizado em ambientes costeiros brasileiros, especialmente naqueles com

grandes adensamentos populacionais em suas margens e bacias de drenagens;

4) Em relação ao caráter sazonal dois sistemas apresentaram diferenças em relação a

classificação, possivelmente por apresentarem grandes variações no aporte dos rios

ao longo do ano (caso do Rio Paraíba do Sul (RJ) e da Baía de Paranaguá (PR).

O levantamento realizado pela NEEA nos Estados Unidos começou a ser realizado no

ano de 1992, com o intuito de investigar a problemática da eutrofização em escala nacional,

de forma organizada e sistemática. Culminou com a realização de um Workshop no ano de

1998, contando com a participação de diversos especialistas em eutrofização nas áreas de

estudos. O levantamento abrangeu 138 estuários, cobrindo aproximadamente 90% da área

superficial estuarina dos EUA. O Workshop foi estruturado de forma a produzir informações

sobre os aportes de nutrientes, projeções populacionais, usos e ocupações da terra, além de

preenchimento de questionários que continham questões sobre a severidade e extensão da

eutrofização em cada estuário. Desde então, a NOAA, através do NEEA, vem monitorando a

eutrofização nos estuários americanos desde a década de 90, produzindo inúmeros artigos

científicos, relatórios e livros sobre essa temática. As principais descobertas nessas últimas

duas décadas incluem: 1) a maioria dos estuários analisados foi altamente influenciada por

atividades antropogênicas; 2) as condições de eutrofização tiveram classificações de

moderadas a altamente eutrofizadas em mais de 60% dos estuários; 3) os sintomas de

eutrofização mais comuns foram altas concentrações, freqüências de ocorrências e coberturas

espaciais de clorofila-a; 4) as condições de eutrofização mostram grande heterogeneidade

espacial nos EUA; 5) ações efetivas de gerenciamento, monitoramento, pesquisa e

comunicação da problemática são necessários.

Pelo que foi descrito no parágrafo acima, o levantamento realizado nesses 8 estuários

brasileiros através do ASSETS chegaram a resultados parecidos com o que foi produzido pela

NEEA. Entretanto, em termos de produção de conhecimento, abrangência do diagnóstico e

monitoramento sistemático da eutrofização eles estão, no mínimo, 20 anos a frente da

comunidade científica brasileira. Faz-se necessário no Brasil a realização de um grande

levantamento nacional, semelhante ao desenvolvido nos EUA, com o intuito de

desenvolvimento de mapas da sensibilidade, diagnóstico e tendências futuras sobre as

condições gerais de eutrofização em toda a costa brasileira. O objetivo é desenvolver uma

estratégia Nacional que limite os problemas causados pelo enriquecimento por nutrientes em

ecossistemas estuarinos e costeiros.

90

O estudo da eutrofização através dos índices ASSETS também está sendo aplicado em

alguns países europeus, notadamente em Portugal, onde a metodologia foi aplicada em 10

sistemas estuarinos (FERREIRA et al., 2007; WHITALL et al., 2007). Na China a

metodologia também começou a ser aplicada em vários sistemas (XIAO et al., 2007).

4.3 O MODELO TRIX PARA ESTABELECIMENTO DO ÍNDICE TRÓFICO DO CELMM

O índice trófico TRIX foi estabelecido pelo trabalho de Volleinweider et al. (1998)

para caracterizar as condições tróficas de águas marinhas. Trata-se de uma combinação linear

logarítmica de base 10 de quatro variáveis indicadoras de estado trófico (Cloro-a, NID, PID e

o desvio absoluto em porcentagem do estado de saturação do oxigênio, aD%O). Portanto, esse

índice agrega indicadores de pressão (nutrientes), estado biológico (Clorofila-a, considerada

um proxy da biomassa fitoplanctônica) e distúrbio ambiental na qualidade da água (desvio da

saturação de OD). As frações inorgânicas dos nutrientes podem ser usadas, pois indicam a

fração biologicamente disponível e geralmente são fortemente correlacionadas com as

concentrações totais. Vollenweider et al. (1998) utilizou dados de concentrações superficiais

de uma grande série de dados disponíveis do Mar Adriático para a determinação do estado

trófico. Inicialmente deve-se fazer uma constante de correção para a série temporal dos dados,

caso a região não seja propriamente o Mar Adriático ou regiões que apresentem valores

próximos aos Σ log’s (limites inferiores e superiores da série de dados), calculados pelos

autores.

A determinação da soma dos limites inferiores logarítmicos depende da abordagem

utilizada para estabelecer tais limites. As estatísticas básicas estão apresentadas na tabela 22.

Vollenweider et al. (1998) sugere como ferramenta estatística apropriada para a definição dos

limites superiores e inferiores dos parâmetros, a média ± 2,5 desvio padrão. Dessa forma os

valores extremos ou discrepantes são excluídos, caso contrário há o risco de que o intervalo

de confiança torne-se demasiado grande para permitir a discriminação entre diferentes

classificações TRIX. A determinação da constante k foi realizada somando-se os limites

inferiores dos parâmetros utilizados pelo TRIX. A constante m foi calculada através da

diferença entre os limites superior e inferior de cada parâmetro, dividido por 10 (unidades

TRIX). Toda a série de dados levantadas em todas as campanhas de amostragens foi utilizada

para esses cálculos. entre os limites superior e inferior de cada parâmetro, dividido por 10

(unidades TRIX).

91

Tabela 22: Calculo das médias, desvio padrão, limites máximos e mínimos para

estabelecimento das constantes k e m. Obs: * Todos os valores estão convertidos para a base

logarítmica 10.

Parâmetro Média * Desvio Padrão * Limite

Máximo *

Limite

Mínimo *

Clorofila a

[mg.m3]

1,21 0,42 2,54 -0,14

aD%OD 0,81 0,4 1,81 0,21

NID [mg.m3] 1,89 0,36 2,76 0,92

PID [mg.m3] 1,21 0,39 2,03 0,12

Soma - - 9,2 1,11 (k)

Range Log = 9,34 – 1,44 = 8,04x10-1

= 0,80 (m)

Portanto, a determinação TRIX para o CELMM é proposta através da seguinte

fórmula, que foi corrigida para a série temporal dos dados disponíveis:

TRIX = [log(Cloro-a . D%OD . NID . PID) - (1,11)] . (0,80) -1

................. (Eq. 7)

O calculo do índice TRIX foi realizado através de valores médios estabelecidos para

os 3 cenários. Para as lagunas, todos os cenários modelados, tiveram a mesma classificação,

com valores variando entre 5,24 e 5,4 (Tabela 23). Segundo Pettine et al. (2007), esse

intervalo encontra-se dentro da classificação de estado trófico de estuários moderados a

altamente eutrofizados (mesotróficos a eutróficos), sugerindo ambientes com média a alta

produtividade primária. Não foi observada diferença sazonal na classificação do estado trófico

das lagunas. Esses resultados corroboram com a classificação ASSETS, em que não é

verificada variação sazonal no estabelecimento dos índices para as lagunas, sugerindo que a

problemática da eutrofização é constante ao longo do ano.

92

Tabela 23: Classificação TRIX de todos os cenários analisados.

Laguna / Cenário Classificação TRIX

Mundaú Total 5,34

Mundaú Seco 5,40

Mundaú Chuvoso 5,29

Manguaba Total 5,32

Manguaba Seco 5,32

Manguaba Chuvoso 5,33

Canal Manguaba Total 4,40

Canal Manguaba Seco 4,01

Canal Manguaba Chuvoso 4,80

Canal Mundaú Total 4,60

Canal Mundaú Seco 4,00

Canal Mundaú Chuvoso 5,20

Os valores TRIX calculados para os canais das lagunas variaram entre 4 e 4,8. A

classificação de estado trófico é boa para os sistemas, sugerindo ambientes com moderada

produtividade primária e estado trófico intermediário. A exceção foi o Canal de Mundaú no

período chuvoso, que apresentou classificação equivalente a das lagunas. Esses resultados

corroboram com aqueles já apresentados e discutidos na seção 1 dos resultados e discussões.

Os canais apresentam maiores hidrodinâmicas, com maiores taxas de trocas de água com o

oceano adjacente. Essa maior renovação de água contribui com a melhora da classificação do

estado. Além desses fatores, os canais apresentam concentrações de nutrientes uma ordem de

grandeza menor que as lagunas, pois essas últimas recebem maiores aportes de efluentes e

funcionam como ambientes tipicamente retentores de matéria orgânica e nutrientes. Os

menores valores TRIX para os canais foram calculados para o período seco, justamente

quando a influência marinha é maior, com predominância de água salgada e menores

concentrações de nutrientes e clorofila-a. A pior condição, verificada no Canal de Mundaú no

período chuvoso, é atribuída ao maior avanço da água doce e salobra no canal ocasionada

pelo maior fluxo do Rio Mundaú, com altas cargas de nutrientes antropogênicos, propiciando

maiores florações fitoplanctônicas.

De acordo com a tabela 22, contribuíram para o alto estado trófico do sistema através

da abordagem TRIX, primeiramente, as altas concentrações de NID, secundariamente as

concentrações clorofila e PID e em menor grau o oxigênio. Mizerkowski (2011) em um

estudo sobre o TRIX aplicado nas baías de Paranaguá e Guaratuba (PR) apresentou resultados

parecidos, e em ambas as baías as concentrações de NID foram as maiores contribuições para

o índice, seguida do índice de clorofila. Penna et al. (2004) demonstrou que, na costa nordeste

italiana, o índice é principalmente influenciado pelos teores de clorofila e oxigênio da água.

93

O índice TRIX foi estabelecido através do calculo de valores médios para o período

seco, chuvoso e anual para as lagunas de Mundaú e Manguaba como dois grandes

compartimentos. O índice pode ser estabelecido individualmente para cada ponto (desde que

exista correta identificação espacial das amostragens, sendo possível um refinamento espacial

do índice dentro do sistema), mas no presente estudo tal abordagem não foi possível devido a

falta de identificação geográfica exata de cada ponto amostrado. Por isso o índice foi

estabelecido de um modo geral para cada Laguna. Mizerkowski (2011), em relação as

variações espaciais encontrou diferenças entre as regiões mais a montante, sob maior

influência fluvial (maior índice) e mais a jusante, sob maior influência marinha (menor índice

TRIX). A autora também constatou que as águas de fundo apresentavam maiores índices

tróficos (relacionadas com as menores concentrações de oxigênio) principalmente no período

seco, quando as baías apresentam alta estratificação da coluna de água.

A classificação do estado trófico TRIX foi semelhante ao índice ASSETS para a

Laguna Mundaú (moderada), e variou um pouco para Manguaba (moderado para o TRIX, e

ruim para o ASSETS). Essa diferença na classificação para Manguaba pode ser explicada pela

consideração dos HABs no índice ASSETS (que tem um grande peso na classificação final do

estão trófico), uma vez que esse sintoma de estado não é considerado na abordagem TRIX.

A tabela 24 apresenta a classificação trófica do CELMM para outros índices baseados

em parâmetros singulares com base em resultados médios de todas as campanhas. As

classificações probabilísticas quantitativas da OECD (1982) e de Vollenweider e Kerekes

(1982) foram estabelecidas somente com as concentrações de clorofila-a da coluna de água. A

classificação foi eutrófica para todas as lagunas e seus canais, não havendo distinção entre os

compartimentos. Fica claro, portanto, que esses índices não foram suficientemente sensíveis

para distinguir a diferença de trofia ao menos entre as lagunas e seus canais. As classificações

EEA (1999) apresentadas foram mais variáveis, e levam em conta as concentrações de PID e

NID para a coluna de água (em separado). As classificações foram de mesotróficas a

eutróficas para as lagunas, com resultados próximos aos obtidos pelos índices TRIX e

ASSETS. Para os canais a classificação foi oligotrófica, com exceção do Canal Mundaú, em

que a classificação EEA PID foi mesotrófica. Os resultados da EEA para os canais indicam

águas um pouco menos tróficas que as classificações obtidas pelos modelos multi-

paramétricos ASSETS e TRIX.

Os quatro índices apresentados na tabela 24 são estabelecidos em parâmetros

singulares, ou seja, uma única característica da coluna de água, como as concentrações de

nutrientes inorgânicos ou as concentrações de clorofila-a, é suficiente para estabelecer um

94

índice trófico. Essas classificações estão sendo consideradas ultrapassadas, haja vista que os

índices multiparamétricos, como ASSETS e TRIX, podem fornecer informações mais

completas e robustas sobre o estado trófico de ambientes estuarinos e costeiros.

Tabela 24: Classificação do estado trófico do CELMM com base em diferentes índices de

estado trófico definidos para sistemas marinhos e costeiros. Laguna / Cenário OECD

a Vollenweider

e Kerekes b

EEA c

PID

EEA2 c

NID

ASSETS TRIX

Mundaú eutrófico eutrófico mesotrófico a

eutrófico

mesotrófico a

eutrófico

moderado

(mesotrófico)

mesotrófico

a eutrófico

Manguaba eutrófico eutrófico mesotrófico a

eutrófico

mesotrófico altamente

trófico

(eutrófico)

mesotrófco

a eutrófico

Canal Manguaba eutrófico eutrófico oligotrófico oligotrófico - * mesotrófico

Canal Mundaú eutrófico eutrófico mesotrófico oligotrófico - * mesotrófico a OECD(1982); BVollenweider e Kerekes (1982); c EEA (1999); * O índice não foi estabelecido para os canais pois o

Modelo ASSETS é calculado por zonas de salinidade.

4.4 SUGESTÕES PARA MELHOR APLICABILIDADE DOS MODELOS

4.4.1 ASSETS

O índice ASSETS leva em consideração, como indicador de pressão antrópica,

somente os aportes de nitrogênio por considerar esse nutriente o principal limitante da

produtividade primária em regiões costeiras. No entanto, alguns trabalhos questionam a

limitação em águas costeiras e marinhas apenas pelo nitrogênio. O trabalho de Elser et al.

(2007) mostrou que, contrariamente a alguns paradigmas vigentes, ecossistemas de água doce

e marinhos são similares em termos de limitação por N e P. O CELMM indicou

preponderância da limitação por N, mas em certas campanhas existiu limitação por fósforo. A

contribuição antropogênica de fósforo pode ser similarmente calculada como os aportes de

nitrogênio. Entretanto, a aplicação de dados para o ASSETS deve representar a

predominância do cenário modelado, que foi a limitação por N. Por isso os aportes do P não

foram calculados para o ASSETS nesse estudo. Para sistemas que apresentam predominância

na limitação por P ao longo do ano os aportes devem ser calculados.

Outro ponto a ser considerado no modelo ASSETS também é em relação ao índice

pressão, mais especificamente em relação a contribuição das águas subterrâneas no aporte de

água e de nitrogênio, caso essas informações sejam conhecidas. Seria interessante modificar a

formula 01 (níveis de background) de:

95

Mb=(ε.Tp.Msea).(ε.Tp+Q.T)-1

............... (Eq. 1), para:

Mb=(ε.Tp.Msea).(ε.Tp+Q.T+Q1.T)-1

, ...................... (Eq. 8)

onde: Q1 representa o aporte de água subterrânea para o sistema. E sugere-se a modificação

da fórmula 02 (influência antropogênica) de:

Mh=(T.[Q.Min+Mef]).(Q.T+ε.Tp)-1

...............(Eq. 2), para:

Mh = (T.[Q.Min+Mef+Q1.Min]).(Q.T+ε.Tp+Q1.T)-1

..................... (Eq. 9)

onde: Q1.Min representa o fluxo de NID pela água subterrânea. A contribuição da água

subterrânea é desconhecida na maioria dos sistemas estuarinos e costeiros brasileiros, mas em

algumas regiões do mundo os fluxos de nitrogênio pela água subterrânea estimados podem ser

de 2 a 3 vezes superiores a contribuição das águas dos rios (KNEE et al., 2008).

A L. Mundaú encontra-se situado em um platô da Formação Barreira, cuja altura varia

entre 50 100 m onde se especula que exista contribuição significativa de água subterrânea.

Entretanto, as avaliações de descargas e fluxos de materiais da água subterrânea para dentro

das lagunas são de difícil estimativa e demandam grandes esforços específicos de pesquisa,

por isso não foram analisadas. A inclusão ou não de medições dos fluxos de N pela água

subterrânea depende intrinsicamente da geomorfologia e da diversidade dos impactos

antrópicos.

Dados sobre a cobertura espacial de macroalgas e de vegetação aquática submersa

(VAS), que são considerados sintomas primários e secundários, respectivamente, bem como

as tendências de variação dessas populações, foram inexistentes ou indisponíveis para o

CELMM. Essas informações, provavelmente devido a sua especificidade, dependem da

organização de pesquisa direcionada e de grande abrangência espaço-temporal. O

acompanhamento das comunidades macroalgais compõe uma lacuna de informação para os

sistemas estuarinos do nordeste e sudeste do Brasil. Por mais que ocorram observações

indiretas, as tendências de variação espaço-temporal dessas comunidades requerem o mesmo

monitoramento indicado para as epífitas, vegetação aquática submersa e algas nocivas e

tóxicas (ESCHRIQUE, 2011).

Em relação ao estabelecimento da previsão do cenário futuro (índice resposta) faz-se

necessária uma abordagem mais robusta. A simples investigação do aumento, manutenção ou

diminuição da previsão sobre o aporte futuro de nutrientes é uma abordagem muito

superficial. A construção de modelos específicos estabelecendo relações diretas entre aumento

96

populacional projetado, a carga de nutrientes produzida, a abrangência do tratamento de

efluentes e o tempo de resiliência do sistema aumentaria a confiabilidade do prognóstico.

Outro ponto a ser levantado é a previsão das vazões dos rios que drenam o sistema ao longo

do tempo, pois esse é um dos principais fatores para o cálculo da susceptibilidade estuarina

Por exemplo: quanto tempo depois de cessada a fonte externa de nutrientes o sistema voltaria

às condições próximas as naturais? Essas são questões complexas, de difícil resolução, mas

que devem ser levadas em conta na melhoria do estabelecimento do cenário futuro.

4.4.2 Outras alternativas TRIX

O modelo TRIX apresenta uma escala numérica que correspondente a classificação

qualitativa obtida com base em estudos de grandes séries temporais e espaciais realizadas em

águas eutróficas do Mar Adriático. Para uma classificação mais sensível é necessário um

ajustamento da escala TRIX para realidades regionais. No entanto, a realidade brasileira

científica brasileira enfrenta sérios problemas devido a falta de disponibilidade de dados para

o estabelecimento de escalas regionais, que demandam grandes séries temporais e espaciais.

Uma alternativa pode ser realizada conforme recomendações da WFD para

construções de referenciais para o estabelecimento dos índices tróficos. Seguindo a WFD,

Pettine et al. (2004) estabeleceu o cálculo UNTRIX, sem definições rígidas de máximos e

mínimos. O UNTRIX é o calculo através da seguinte formula:

UNTRIX= log (Chl-a * aD%O * NID * PID)................ (Eq. 10)

Através dos valores UNTRIX é possível o cálculo do índice TQRTRIX, juntamente

com a escala trófica relacionada. TQRTRIX é calculado através da razão entre a média

UNTRIX em locais referenciais sem influência antrópica ou quase sem influência antrópica e

o valor UNTRIX do percentil 75% em um local impactado, como segue:

TQRTRIX = 50th

UNTRIX local referência . (75th

UNTRIX local impactado)-1

… (Eq.11)

Essa razão varia entre 0-1. Valores próximos a 1 indicam grande similaridade entre o

local considerado “impactado” e o local considerado referência. A escala é estabelecida com

97

base nos cálculos das razões dos percentis UNTRIX 50th

/75th

e 50th

/100th

de locais

considerados referenciais.

Como muito bem apontou Mizerkowski (2011), a sensibilidade dos modelos tende a

melhorar na medida em que a quantidade e a qualidade de dados disponíveis requeridos para a

aplicação dos índices ASSETS e TRIX aumentam. Dados não publicados são de difícil acesso

e dependem de comunicações pessoais e disponibilidade dos pesquisadores detentores das

informações. No entanto a confiança e a integridade desses dados pode ter uma grande

influência negativa sobre as classificações finais, devido à falta de registros padronizados.

Portanto, a criação de um banco de dados nacional com informações básicas das propriedades

da água de sistemas estuarinos no Brasil é um passo primordial para a aplicação de diferentes

modelos ecológicos como ferramenta de gestão costeira.

5 CONCLUSÕES

O sistema apresentou características sazonais distintas em relação aos parâmetros

físico-químicos, principalmente em relação a salinidade que teve menores valores no período

chuvoso, associados com os maiores índices pluviométricos e as maiores vazões dos rios. A

L. Mundaú apresentou maiores concentrações de NID e PID que a L. Manguaba, atribuídas a

maior população no seu entorno e ao longo da sua bacia de drenagem, além de apresentar

maiores áreas de plantio de cana-de-açúcar, apesar da L. Manguaba ter apresentado piores

condições de eutrofização atribuídas ao menor tempo de residência das suas águas.

O modelo ASSETS mostrou que o sistema é naturalmente susceptível a eutrofização

em função das características geomorfológicas e hidrológicas do sistema. Os aportes de

nutrientes calculados para o CELMM foram altos.

O estado trófico ASSETS mostrou eutrofização moderada em Mundaú e alta em

Manguaba. A expectativa futura é uma melhora baixa nas condições. O índice de estado

trófico TRIX foi moderado. Assim como o estado trófico calculado pelo ASSETS, o TRIX

não mostrou diferenças sazonais de classificação, o que leva a entender que a eutrofização no

CELMM é constante ao longo do ano. Os índices TRIX e ASSETS apresentaram

classificações semelhantes, com exceção do cálculo para a L. Manguaba, que apresentou pior

classificação para o modelo ASSETS por apresentar HABs (harmful algae blooms).

A abordagem conjunta dos modelos foi considerada satisfatória, pois cada índice traz

informações novas e complementares. De uma maneira geral, o modelo ASSETS mostrou ser

uma abordagem mais completa, pois além de estabelecer o estado trófico do sistema, também

trabalha com indicadores de susceptibilidade estuarina a eutrofização, aportes externos de

nitrogênio para o sistema e previsão de cenário futuro da eutrofização. O índice TRIX, por sua

vez, não aborda os aportes de nitrogênio (apenas concentrações “in situ”) e a susceptibilidade,

mas tem as vantagens de ser uma metodologia mais fácil e de simples aplicação, inclui

99

concentrações de fósforo e o índice pode ser estabelecido para cada ponto amostral, tornando

o monitoramento do local mais eficiente.

Algumas sugestões para a melhor aplicabilidade dos modelos à realidade local são

realizadas, como a inclusão dos cálculos dos aportes de P para o ASSETS, e inclusão dos

aportes de água subterrânea nas estimativas dos indicadores de pressão. Para o TRIX sugere-

se uma abordagem através do estabelecimento de índices tróficos em áreas conhecidamente

referenciais para servirem de base para o estabelecimento de escalas locais e regionais de

classificação.

Para o estabelecimento de índices confiáveis e fidedignos faz-se necessário um

levantamento mais detalhado de dados e campanhas amostrais específicas para a aplicação

dos modelos. O monitoramento e avaliação da eutrofização ao longo do tempo podem trazer

informações sobre a variação das condições interanuais e previsões de tendências futuras mais

confiáveis.

A análise da Legislação Brasileira em relação a problemática da eutrofização detectou

sérias deficiências, pois as leis brasileiras não tem políticas específicas de avaliação,

monitoramento e combate do processo da eutrofização no Brasil. É um fato preocupante, pois

a eutrofização é considerada uma das maiores ameaças aos ecossistemas brasileiros, e

estimativas futuras indicam que o problema tende a se agravar com o aumento populacional.

6 REFERÊNCIAS

ABREU, P. C.; GRANÉLI, E.; ODEBRECHT, C.; KITZMANN, D.; PROENÇA, L. A.;

RESGALLA JR., C. Effect of fish and mesozooplankton manipulation on the phytoplankton

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Acesso em: 04 jul.2010.

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7 APÊNDICES

119

APÊNDICE 1

Apêndice 1A: Gráfico da distribuição espacial dos valores de salinidade, contendo a média e

desvio padrão, de todas as coletas no período chuvoso e no período seco. Nota: L. Man=

Laguna Manguaba; C. Man= Canal Manguaba; C. Mun= Canal Mundaú; L. Mun= Laguna

Mundaú.

L. Man C Man C Mun L. Mun - L. Man C Man C Mun L. Mun

Chuvoso Seco

-5

0

5

10

15

20

25

30

35

Sa

linid

ad

e

Mean Mean±SE Mean±SD

120

Apêndice 1B: Gráfico da distribuição espacial dos valores de PID, contendo a média e desvio

padrão, de todas as coletas no período chuvoso e no período seco. Nota: L. Man= Laguna

Manguaba; C. Man= Canal Manguaba; C. Mun= Canal Mundaú; L. Mun= Laguna Mundaú.

L. Man C Man C Mun L. Mun - L. Man C Man C Mun L. Mun

Chuvoso Seco

-0,4

0,0

0,4

0,8

1,2

1,6

2,0

2,4

PID

(m

M)

Mean Mean±SE Mean±SD

Apêndice 1C: Gráfico da distribuição espacial dos valores de NID, contendo a média e desvio

padrão, de todas as coletas no período chuvoso e no período seco. Nota: L. Man= Laguna

Manguaba; C. Man= Canal Manguaba; C. Mun= Canal Mundaú; L. Mun= Laguna Mundaú.

L. Man C Man C Mun L. Mun - L. Man C Man C Mun L. Mun

Chuvoso Seco

-2

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

22

24

26

NID

(m

M)

Mean Mean±SE Mean±SD

121

APÊNDICE 2

Gráficos de frequência cumulativa utilizados para os cálculos dos sintomas primários e

secundários da eutrofização, contendo os valores de percentil de clorofila-a (90%) e OD

(10%) de todas as campanhas amostrais, em todas as zonas salinas estabelecidas para o

CELMM.

0%

20%

40%

60%

80%

100%

0

5

10

15

20

25

1 2 3 4 5 6 7 8 9

10

Mai

s

Freq

üên

cia

Oxigênio Dissolvido (mg/L)

L. Manguaba (S=0-0,5)

Freqüência % cumulativo

0%

20%

40%

60%

80%

100%

012345678

5 15 25 35 45 55 65 75 85 95 Mais

Freq

üên

cia

Clorofila-a (ug/L)

L. Manguaba (S=0-0,5)

Freqüência % cumulativo

0%

20%

40%

60%

80%

100%

012345678

1 2 3 4 5 6 7 8 9

10

Mai

s

Freq

üên

cia

Oxigênio Dissolvido (mg/L)

L. Mundaú (S=0-0,5)

Freqüência % cumulativo

0%

20%

40%

60%

80%

100%

00,5

11,5

22,5

33,5

5

10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75

Mai

s

Freq

üên

cia

Clorofila-a (ug/L)

L. Mundaú (S=0-0,5)

Freqüência % cumulativo

0%

20%

40%

60%

80%

100%

0

2

4

6

8

1 2 3 4 5 6 7 8 9

10 11 12

Mai

s

Freq

uên

cia

Oxigênio Dissolvido (mg/L)

L. Mundaú (S=0,5-25)

Freqüência % cumulativo

0%

20%

40%

60%

80%

100%

02468

101214

510 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90

Mai

s

Freq

uên

cia

Clorofila-a (ug/L)

L. Mundaú (S=0,5-25)

Freqüência % cumulativo

0%

20%

40%

60%

80%

100%

02468

10121416

1 2 3 4 5 6 7 8 9

10 11 12

Mai

s

Fre

qü

ên

cia

Oxigênio Dissolvido (mg/L)

L. Manguaba (S=-0,5-25)

Freqüência % cumulativo

0%

20%

40%

60%

80%

100%

0123456789

10

5 15 25 35 45 55 65 75 85 95

Freq

üên

cia

Clorofila-a (ug/L)

L. Manguaba (S=0,5-25)

Freqüência % cumulativo

122

0%

20%

40%

60%

80%

100%

0

0,5

1

1,5

2

2,5

5

10 15 20 25 30 35 40 45 50 55

60

Mai

s

Fre

qü

ên

cia

Clorfla-a (ug/L)

L. Mundaú (S= >25)

Freqüência % cumulativo

0%

20%

40%

60%

80%

100%

0

1

2

3

4

51 2 3 4 5 6 7 8 9

Mai

s

Freq

üên

cia

Oxigênio Dissolvido (mg/L)

L. Mundaú (S=>25)

Freqüência % cumulativo