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Universidade Estadual de Santa Cruz
Programa Regional de Pós-graduação em Desenvolvimento e Meio Ambiente
Mestrado em Desenvolvimento Regional e Meio Ambiente
ASPECTOS HIDROQUÍMICOS DE RIOS NA APA
ITACARÉ/SERRA GRANDE: ESTUDO DE CASO
DA BACIA HIDROGÁFICA DO RIO TIJUÍPE
CAMILA DOS SANTOS BRANDÃO
ILHÉUS, BAHIA
2013
CAMILA DOS SANTOS BRANDÃO
ASPECTOS HIDROQUÍMICOS DE RIOS NA APA
ITACARÉ/SERRA GRANDE: ESTUDO DE CASO DA BACIA
HIDROGRÁFICA DO RIO TIJUÍPE
Dissertação apresentada ao Programa Regional de
Pós-graduação em Desenvolvimento e Meio
Ambiente, Sub-programa Universidade Estadual
de Santa Cruz, como parte dos requisitos para a
obtenção do título de Mestre em
Desenvolvimento Regional e meio Ambiente.
Área de concentração: Gestão de bacias
hidrográficas e zonas costeiras
Orientadora: Prof. Dr. Daniela Mariano Lopes da
Silva.
ILHÉUS – BAHIA
2013
B817 Brandão, Camila dos Santos. Aspectos hidroquímicos de rios na APA Itacaré/Serra Grande : estudo de caso da bacia hidrográfica do rio Tijuípe / Camila dos Santos Brandão. – Ilhéus : UESC, 2013. 53f. : il. Orientador : Daniela Mariano Lopes da Silva. Dissertação (mestrado) – Universidade Estadual de Santa Cruz. Programa Regional de Pós-Graduação em Desenvolvi- mento e Meio Ambiente. Inclui referências.
1. Tijuípe, Rio, Bacia (BA) – Nutrientes inorgânicos. 2. Mata atlântica – Preservação. 3. Ìons. I. Silva, Daniela Mariano Lopes da (orientadora). II. Título. CDD – 577.64
AGRADECIMENTOS
À Deus, em primeiro lugar, pela força e coragem para encarar e superar todas as dificuldades
que apareceram ao longo desta caminhada para mais uma conquista em minha vida.
Aos meus pais, Marli Xavier dos Santos Brandão e Jailton de Brito Brandão, por sempre me
apoiarem, acreditarem em mim e me darem condições para conseguir terminar esse mestrado.
E a minha irmã, Jamile dos Santos Brandão, que mesmo com seu jeito de ser, me apoiou e me
ajudou quando eu precisei.
Ao meu namorado, Vitor Lucas Pereira dos Santos, por ter me ouvido pacientemente falar dos
problemas e dificuldades enfrentados, por ter assistido meus ensaios de apresentação e por
sempre está ao meu lado me dando forças, apoio e alegria pra continuar nesta longa
caminhada.
À Professora Daniela Mariano Lopes da Silva pela orientação e acompanhamento, desde a
graduação, me ensinando um pouco mais sobre esta área e me ajudando na orientação deste
trabalho.
À todos aqueles que ajudaram nas coletas e nas analises de laboratório, Lenilda Pitta, Camile,
Juliana Cintra, Thais Carvalho, fazendo com que o trabalho fosse mais divertido e não tão
cansativo.
Aos meus amigos da turma, pelas horas de descontração durante os almoços de aniversario,
pela maravilhosas lembranças na viagem de João Pessoa, pela confraternizações e
principalmente por sempre estarem presentes contribuindo de alguma forma para tornar estes
2 anos de mestrados uma época muito gratificante. Não tenho como citar nomes porque a lista
seria muito grande, mas agradeço a todos por toda atenção que me deram, pelos conselhos e
orientações, tanto durante as aulas como no desenvolvimento da minha pesquisa.
Aos meus amigos da graduação, Edyla Ribeiro, Aluane Ferreira, Lucas Moreno, e as minhas
outras amigas Jacqueline Barbosa, Maria Clara Almeida, Stephanie Bitencourt, que apesar de
não terem estado sempre comigo, me deram bons momentos de alegria que me ajudaram a ter
mais forças para terminar este mestrado.
Por fim, a todos aqueles que participaram de alguma forma desta caminhada, tornando
possível a execução deste trabalho.
MUITO OBRIGADA!
ASPECTOS HIDROQUÍMICOS DE RIOS NA APA ITACARÉ/SERRA GRANDE:
ESTUDO DE CASO DA BACIA HIDROGRÁFICA DO RIO TIJUÍPE
RESUMO Os rios são considerados um dos mais importantes recursos naturais, uma vez que
constituem os agentes mais importantes no transporte dos materiais intemperizados do
continente para o oceano. Poucos estudos têm sido realizados em rios de áreas preservadas, a
fim de demonstrar a diferença na qualidade dos habitats destes ambientes em relação aos
ambientes impactados. Sendo assim, este trabalho teve por objetivo determinar a variação
espaço-temporal dos nutrientes inorgânicos e íons maiores e determinar os seus respectivos
fluxos na bacia hidrográfica do rio Tijuipe, que representa uma bacia preservada no sul da
Bahia. As amostras de água foram coletadas mensalmente de Agosto de 2010 a Julho de 2011,
em 11 pontos ao longo da bacia hidrográfica. A análise das formas inorgânicas dissolvidas foi
realizada através da cromatografia iônica exceção aos íons, fosfato e o silicato que foram
determinados através da espectrofotometria e o íon bicarbonato foi calculado a partir da
alcalinidade utilizando o programa CO2SYS.EXE. Os resultados das variações espaciais
demonstraram que a forma de nitrogênio inorgânico predominante foi o nitrato seguido pelo
amônio e nitrito. Sazonalmente, não foram observadas diferenças entre os períodos secos e
chuvosos, exceção ao nitrato que apresentou diferenças nos pontos T1, T2, T3 and J1. O
fosfato apresentou um decréscimo na quantidade, no sentido montante-jusante, para o rio
Tijuipe e a concentração de silicato apresentou menores valores nos pontos a montante de
cada rio. A razão NID:PID e Si:NID foi superior a razão de Redfield (16Si:16N:1P) para a
maioria dos pontos amostrados. Os íons maiores apresentaram a seguinte ordem de grandeza
K+
< Ca2+
< Mg2+
< Na+
e SO42-
< HCO3- < Cl
-. A partir do fluxo dos elementos foi observado
que o rio Tijuipinho apresentou o maior fluxo para a maioria dos íons exceção ao cloreto e ao
sulfato, que foram maiores no rio Pancadinha e o NID que foi superior no rio Tijuipe. Com
base neste trabalho foi constatado que a bacia hidrográfica do rio Tijuipe apresenta
característica de área preservada, podendo os seus valores serem utilizados como referência
para futuros trabalhos realizados nesta região.
Palavras-chave: Nutrientes, Íons maiores, Mata Atlântica.
HYDROCHEMISTRY OF RIVERS IN THEAPA / ITACARÉ/ SERRA
GRANDE: A CASE STUDY OF TIJUÍPE RIVER BASIN
ABSTRACT
Rivers are considered one of the most important natural resource, since they transport
weathered materials from land to the ocean. Few studies have been conducted in pristine
watersheds in order to demonstrate the water quality of these environments compared to
impacted environments. Therefore, the aim of this work was to determine the spatio-temporal
variation of inorganic nutrients and major ions and their fluxes in Tijuipe River Basin that is
located in a preserved area in southern Bahia. Water samples were collected monthly from
August 2010 to July 2011 at 11 points along the basin. Sites from T1 to T7 were located in
Tijuipe river, sites from J1 to J3 in Tijuipinho river and site P1 in Pancadinha river. Dissolved
inorganic forms were determined by ion chromatography, exception to phosphate and silicate
that were determined by spectrophotometric method and bicarbonate ion that was calculated
from alkalinity using the program CO2SYS.EXE. The spatial variation showed that the main
inorganic form of nitrogen was nitrate followed by ammonium and nitrite. Phosphate
concentrations decreases from upstream to downstream in Tijuipe river and silicate
concentration presented lower values in the upstream sites in all rivers. Seasonally, it was not
found difference between dry and wet season, exception to nitrate that presented seasonal
differences in sites T1, T2, T3 and J1. NID:PID and Si:NID were higher than the Redfield
ratio (16Si:16N:1P) for most of samples. The concentration of major ions followed the order
of magnitude Na+
> Cl- < K
+ < Ca
2+ and SO4
2- < HCO3
- < Mg
+. The ion fluxes were higher in
Tijuipinho river for almost all ions exception to chloride and sulphate, which were higher in
Pancadinha and DIN that was higher in Tijuipe river. Based on these results it can be
concluded that Tijuipe River Basin could be considered a preserved watershed and their result
can be used as a reference for future works developed in this area.
Keywords: Nutrients, Major Ions, Atlantic Forest.
LISTA DE TABELAS
TABELA 1: PONTOS AMOSTRADOS AO LONGO DA BACIA HIDROGRÁFICA DO RIO TIJUIPE E SUAS
COORDENADAS GEOGRÁFICAS. ..................................................................................................... 15
TABELA 2: VALORES DE CONDUTIVIDADE (COND.), PH, SATURAÇÃO DE OXIGÊNIO (OD %) E
TOTAL DE SÓLIDOS E SUSPENSÃO (TSS) NOS PONTOS NA BACIA HIDROGRÁFICA DO RIO TIJUÍPE
(MÉDIA, ±DESVIO PADRÃO, MIN-MÁX). ..................................................................................... 23
TABELA 3: VALORES DA CORRELAÇÃO DAS VARIÁVEIS ABIÓTICAS, NUTRIENTES INORGÂNICOS E
ÍONS MAIORES PARA A BACIA HIDROGRÁFICA DO RIO TIJUIPE, ANALISADAS NA PCA, PARA OS DOIS
PRIMEIROS COMPONENTES PRINCIPAIS.......................................................................................... 28
TABELA 4: VALORES MÉDIOS E DESVIO PADRÃO (±) PARA O FLUXO DOS NUTRIENTES E ÍONS
MAIORES, EM KG.HA-1
.ANO-1
. AO LONGO DOS RIOS TIJUIPE, TIJUIPINHO E PANCADINHA E O TOTAL
EXPORTADO NA BACIA HIDROGRÁFICA. ........................................................................................ 31
TABELA 5: FLUXO DOS NUTRIENTES E ÍONS MAIORES, EM KG.HA-1
.ANO-1
, PARA O OS RIOS DA
BACIA HIDROGRÁFICA DO RIO TIJUIPE E COMPARAÇÃO COM OUTROS TRABALHOS. ...................... 41
LISTA DE FIGURAS
FIGURA 1: MAPA DA ÁREA DA BACIA HIDROGRÁFICA DO RIO TIJUIPE, COM OS PONTOS DE COLETA
DE CADA RIO (PONTOS DE T1 A T7 NO RIO TIJUIPE; J1 A J3 NO RIO TIJUIPINHO; P1 NO RIO
PANCADINHA) EM URUÇUCA, BAHIA. .......................................................................................... 15
FIGURA 2: PONTOS DE COLETA DO RIO TIJUIPE (PONTOS DE T1 A T7), LOCALIZADO NA BACIA
HIDROGRÁFICA DO RIO TIJUIPE (URUÇUCA, BAHIA). .................................................................... 17
FIGURA 3: PONTOS DE COLETA NO RIO TIJUIPINHO (PONTOS J1 A J3), LOCALIZADO NA BACIA
HIDROGRÁFICA DO RIO TIJUIPE (URUÇUCA, BAHIA). .................................................................... 18
FIGURA 4: RIO PANCADINHA (PONTO P1), EVIDENCIANDO AS MARGENS DO RIO (A) E A PRESENÇA
DE RESIDÊNCIAS EM SUAS MARGENS (B), LOCALIZADA NA BACIA HIDROGRÁFICA DO RIO TIJUIPE,
(URUÇUCA, BAHIA)...................................................................................................................... 18
FIGURA 5: PRECIPITAÇÃO ACUMULADA DE 30 DIAS ANTES DE CADA COLETA NOS MESES DE
AGOSTO/2010 A JULHO/2011 NO MUNICÍPIO DE ITACARÉ/BA. ...................................................... 21
FIGURA 6: VAZÃO DOS RIOS TIJUIPE, TIJUIPINHO E PANCADINHA AO LONGO DO PERÍODO DE
COLETA (AGOSTO DE 2010 A JULHO DE 2011). ............................................................................. 22
FIGURA 7: DISTRIBUIÇÃO ESPACIAL DOS NUTRIENTES NO3- (A), NH4
+ (B), PO4
3- (C) E SI2O4 (D),
AO LONGO DOS PONTOS DE COLETA NA BACIA HIDROGRÁFICA DO RIO TIJUÍPE (URUÇUCA, BAHIA).
..................................................................................................................................................... 25
FIGURA 8: PORCENTAGEM DE NID E PID E RAZÃO MOLAR NID:PID (A) E PORCENTAGEM DE SI E
NID E RAZÃO SI:NID (B) NOS PONTOS DE COLETA AO LONGO DA BACIA DO RIO TIJUÍPE
(URUÇUCA, BAHIA). NÚMEROS ACIMA DAS BARRAS REPRESENTAM A RAZÃO MOLAR. ................ 26
FIGURA 9: DISTRIBUIÇÃO ESPACIAL DOS ÍONS MAIORES CL- E NA
+ AO LONGO DOS PONTOS DE
COLETA NA BACIA HIDROGRÁFICA DO RIO TIJUÍPE (URUÇUCA, BAHIA). ...................................... 27
FIGURA 10: DISTRIBUIÇÃO ESPACIAL DOS ÍONS MAIORES (SO42-
, K+, MG
+, CA
2+ E HCO3
-) AO
LONGO DOS PONTOS DE COLETA NA BACIA HIDROGRÁFICA DO RIO TIJUÍPE (URUÇUCA, BAHIA). . 27
FIGURA 11: ANÁLISE DA COMPONENTE PRINCIPAL PARA AS VARIÁVEIS ABIÓTICAS
(CONDUTIVIDADE, PH E OD%), NUTRIENTES INORGÂNICOS (NITRATO, NITRITO, AMÔNIO,
SILICATO E FOSFATO), CLOROFILA-A E ÍONS MAIORES (CÁLCIO, POTÁSSIO, MAGNÉSIO, SÓDIO,
CLORETO, SUFALTO E BICARBONATO). AS LETRAS S E C REPRESENTAM AS ESTAÇÕES SECA E
CHEIA PARA CADA PONTO. ............................................................................................................ 30
FIGURA 12: RELAÇÃO ENTRE OS VALORES MÉDIOS DE CLOROFILA-A E NID (A) E ENTRE
CLOROFILA-A E FOSFATO (B) AO LONGO DOS PONTOS DE COLETA. ............................................... 36
FIGURA 13: RELAÇÃO ENTRE TSS E CLOROFILA-A AO LONGO DOS PONTOS DE COLETA. .............. 37
SUMÁRIO
RESUMO ...................................................................................................................................... v
ABSTRACT ................................................................................................................................. vi
1. INTRODUÇÃO ..................................................................................................................... 1
2. OBJETIVOS .......................................................................................................................... 3
3. REVISÃO DE LITERATURA .............................................................................................. 4
4. METODOLOGIA ................................................................................................................ 12
4.1 Área de estudo .............................................................................................................. 12
4.2 Locais de Coleta ........................................................................................................... 14
4.3 Procedimentos analíticos .............................................................................................. 18
4.4 Análises Estatísticas ..................................................................................................... 20
5. RESULTADOS ................................................................................................................... 21
5.1 Variáveis Abióticas ...................................................................................................... 22
5.2 Precipitação .................................................................................................................. 21
5.3 Distribuição espacial dos nutrientes inorgânicos (NO3-, NH4
+, NO2
-, PO4
3- e Si2O4) .. 23
5.4 Distribuição espacial dos demais solutos (K+, Ca
2+, SO4
2-, HCO3
-, Mg
2+, Cl
- e Na
+) .. 26
5.5 Distribuição Temporal dos Nutrientes Inorgânicos e Íons Maiores ............................. 28
5.6 Fluxo de Nutrientes e Íons Maiores ............................................................................. 31
6. DISCUSSÃO ....................................................................................................................... 32
6.1 Variação Espacial e Temporal dos Nutrientes Inorgânicos e Íons maiores ................. 32
6.2 Fluxo de Nutrientes e Íons Maiores ............................................................................. 40
7. CONCLUSÃO ..................................................................................................................... 42
8. REFERÊNCIAS .................................................................................................................. 43
1
1. INTRODUÇÃO
Dentre as áreas de preservação existentes no Brasil, a Mata Atlântica é um dos 34
hotspots mundiais, apresentando uma área prioritária para a conservação (GALINDO-LEAL
& CÂMARA, 2005), devido o seu alto grau de endemismos e ameaças de extinções iminentes
(MYERS et al., 2000). Atualmente, apresenta cerca de 7,3% da cobertura original formada
por fragmentos florestais bem conservados e maiores de 100 há (RIBEIRO et al, 2009;
GUEDES & SEEHUSEN, 2011), o que demonstra a importância da preservação dessas áreas.
No Estado da Bahia, a Mata Atlântica também apresenta progressiva devastação, sendo que
dos 36% que cobriam o território baiano originalmente, hoje restam menos de 6%, de forma
bastante fragmentada (PNUMA, 2012).
O estabelecimento de áreas de preservação é importante para a proteção da fauna e
da flora, além de proteger também os recursos naturais. Dentre estes, o mais importantes é a
água, e está tem sofrido com constantes ações de degradação da quantidade, devido ao seu uso
de forma desordenada pelos habitantes, e na sua qualidade, ocasionada pelo lançamento de
diversos tipos resíduos. Dentre as fontes de água existentes no mundo hoje, apenas 0,03%
disponíveis para o consumo humano, e destes 0,0003% estão contidos nos rios. Os rios são
considerados importantes, pois desempenham um papel nos ecossistemas, através do
transporte de água, contribuindo com aproximadamente 70% do aporte total mundial de
sedimentos para o oceano (MILLIMAN, 1991). Segundo Medeiros (2003), os rios também
transportam elementos biogênicos como nitrogênio, fósforo e silicato, tanto na forma orgânica
quanto na inorgânica, que são essenciais para a manutenção da produtividade biológica
marinha.
Poucos estudos têm sido realizados em rios de áreas preservadas na mata atlântica do
estado da Bahia, a fim de demonstrar a diferença na qualidade dos habitats de ambientes
preservados em relação aos ambientes que sofreram alguma forma de impacto causado pela
ação humana, como retirada da vegetação, mudança do uso do solo ou lançamento de resíduos
nos corpos hídricos. Arcova e Cicco (1999) e Perakis e Hedin (2002) também defendem que
estudos em áreas preservadas ou pouco impactadas são de grande importância, uma vez que
podem fornecer informações essenciais a respeito dos padrões naturais da ciclagem dos
principais elementos, os quais podem ser comparados aos padrões das áreas perturbadas.
2
Alguns estudos têm sido feitos na mata atlântica do Brasil (LEMOS, 2003; SALEMI, 2009;
GROPPO, 2010; ANDRADE et al, 2011; SILVA et al, 2012) e do estado da Bahia (SOUZA,
2009; SOUZA, 2012).
3
2. OBJETIVOS
Objetivo Geral
Avaliar a concentração espaço-temporal e o aporte fluvial dos nutrientes inorgânicos
e íons maiores na bacia hidrográfica do rio Tijuípe (Itacaré, Uruçuca/Bahia).
Objetivos Específicos
Verificar o papel tampão da floresta sobre a descarga de nutrientes e íons maiores da
bacia hidrográfica do rio Tijuipe;
Determinar o fluxo de nutrientes inorgânicos e íons maiores que esta bacia
hidrográfica está lançando para o mar.
4
3. REVISÃO DE LITERATURA
O estabelecimento de áreas protegidas tem sido uma das mais importantes ferramentas
para a conservação de alguns componentes da biodiversidade e o número de áreas protegidas
criadas na Mata Atlântica aumentou nos últimos 40 anos (AGUIAR, 2005). Um exemplo
destas áreas no Bioma Mata Atlântica é Corredor Central e o Corredor da Serra do Mar.
O Corredor Central da Mata Atlântica cobre aproximadamente 86,000Km, o que
representa cerca de 75% da biorregião da Bahia (AGUIAR et al., 2005). Nos corredores
existem diversas áreas de preservação como é o caso do Parque Estadual Serra do Conduru,
que apresenta uma grande relevância para a fauna e a flora dessa unidade de conservação,
sendo que estudos realizados registraram o maior número de espécies arbóreas já detectadas
em uma área (BRASIL, 2006). Além de proteger a fauna e a flora, as áreas de preservação
também protegem as pequenas bacias hidrográficas, que são importantes para a manutenção
das características naturais do ambiente (AGUIAR et al., 2005).
Entre os recursos naturais que o homem dispõe, a água aparece como um dos mais
importantes, sendo indispensável para a sua sobrevivência. A água é um elemento essencial à
vida (TUNDISI, 2008), tanto como constituinte biológico dos seres vivos como ambiente de
vida de várias espécies vegetais e animais (COIMBRA et al., 1999). Além disso, trata-se de
um recurso fundamental no desenvolvimento das atividades econômicas.
Dentre as fontes de água, os rios são considerados de grande relevância, uma vez que
constituem os agentes mais importantes no transporte dos materiais intemperizados das áreas
elevadas para as mais baixas e dos continentes para o mar, ou seja, os rios funcionam como
canais de escoamento, dentro dos processos aluviais, como: erosão; transporte; e
sedimentação (CHRISTOFOLETTI, 1980). Segundo Sopper (1975), as bacias hidrográficas
florestadas não perturbadas geralmente são consideradas como mananciais com elevada
qualidade de água. A cobertura florestal promove a proteção contra erosão, sedimentação e
lixiviação de nutrientes, além da regularização do regime de vazão. Para Lowe-McConnell
(1987) as bacias hidrográficas livres de maiores intervenções humanas contribuem para a
compreensão dos processos naturais antes que as ações antrópicas interfiram na sua
complexidade. E a partir dos estudos em bacias de micro escala é possível verificar as
5
alterações no seu entorno, pois estas refletem rapidamente em seus corpos d’água as
alterações sofridas (LIKENS & BORMANM, 1995; CAMPBELL et al., 2004).
A composição dos rios é função de processos que ocorrem ao longo de seu trajeto da
atmosfera até o canal fluvial, sendo que em rios que drenam bacias sem a interferência
humana a composição das partículas e dos solutos contidos na água é consequência do tipo de
clima (temperatura, umidade, ventos, precipitação), da vegetação, dos solos e das rochas
presentes em sua bacia de drenagem (SALOMÃO, 2004), além da solubilidade de cada
elemento químico, que é função de seu potencial iônico (MARMOS, 2007), com o K+ e o Fe,
sob quaisquer condições de pH e Eh, possuindo uma mobilidade geoquímica menor do que
Ca2+
, Mg2+
e Na+ (ROSE et al., 1979). A concentração dos elementos presentes na água dos
rios é amplamente determinada pela interação entre o escoamento e o solo (LIKENS, 2010).
A temperatura e os ventos contribuem para a química da água, uma vez que influenciam no
processo de decomposição das rochas e na erosão do solo determinando parte dos elementos
que compõem a água (MARQUES & SOUZA, 2005). Em ambientes preservados, estudos
têm mostrado a relação direta entre o ambiente e a composição química das águas (GIBBS,
1970; HREN et al., 2007).
Nestes rios a vazão é mantida quase que exclusivamente pelo lençol freático durante o
período de baixa precipitação pluviométrica, aumentando na estação chuvosa, devido ao
aporte de água via escoamento superficial e sub-superficial, ocasionando uma variação
sazonal nos elementos presentes no rio (SALOMÃO, 2004). Para Gibbs (1970) o
intemperismo das rochas, juntamente com a pluviosidade e evaporação dão ao rio a
contribuição lateral das margens, lixiviando matéria para as águas. E segundo Junk et. al.
(1989), as conexões laterais com o rio formam um fluxo dinâmico de nutrientes e matéria
orgânica, viva e morta, determinando características de fatores físicos, químicos e biológicos
diferenciados para períodos de cheia e seca.
Durante o período chuvoso, à água das chuvas carrega substâncias dissolvidas e
particuladas para os rios (NETO et al., 1993), dentre estes íons maiores tais como cálcio,
potássio, bicarbonato e compostos orgânicos oriundos da decomposição da matéria orgânica
vegetal e animal, e resíduos de áreas urbanas e agrícolas. Além destes, os rios também
transportam nutrientes essenciais à vida, como carbono (C), nitrogênio (N), fósforo (P) e
enxofre (S), do continente para os oceanos (DEPETRIS et al. 2005).
6
Para Maier et al. (1996) e Vieira e Esteves (2002) os mecanismos básicos que
regulam a concentração dos íons em água são a mineralização das rochas, a precipitação
atmosférica e os processos de evapotranspiração. Já para Campbell e Claridge (1987) a fonte
dos sais pode ocorrer, além destas, por origem marinha (spray salino). A composição iônica
das águas doces é dominada por soluções diluídas de sais, principalmente os bicarbonatos,
carbonatos, sulfatos e cloretos, e os cátions são constituídos basicamente por cálcio,
magnésio, sódio e potássio (PAYNE, 1986; SPERLING, 2001).
A precipitação influencia principalmente na variação temporal dos íons dissolvidos,
sendo que altas descargas são frequentemente caracterizadas por baixas concentrações de
substancias dissolvidas devido à rápida distribuição da água via escoamento superficial
(LIKENS, 2010). Além disso, variações na composição química da água da chuva podem
ocorrer no decorrer de um evento de precipitação, a depender da intensidade e quantidade de
chuva e se esta ocorre após um período de estiagem ou entre eventos chuvosos (DE MELLO,
1988).
Para Stallard e Edmond (1983) diferentes geologias entre bacias hidrográficas
influenciarão tanto a quantidade total de íons presentes quanto suas relativas proporções.
Desse modo, alguns elementos podem ser relacionados diretamente com os tipos de rochas,
por exemplo, Mg2+
, Ca2+
, Sr, HCO3-
e SO42-
têm relação com carbonatos e gipsita; K+, B e
Na+ com illita; Si com bentonita e fontes termais; Na
+ e Cl
- com evaporitos; Fe e B com
glauconita. Outros como U, PO43-
, F-, NO
3- Ni, Cu e Zn não mostram essa mesma relação.
Sendo que umas das maiores fontes de cátions para os corpos de água é o imtemperismo
mineral de solo, os depósitos superficiais, e leitos de rochas na bacia hidrográfica. Íons
adsorvido em argilas e coloides orgânicos são a terceira fonte importante de Ca2+
, Mg+, Na
+,
K+ e Al
3+ solúvel para as águas superficiais. Além disso, há a contribuição via mineralização
microbiana que representa uma fonte potencial de Ca2+
, Mg+ e K
+ (LIKENS, 2010).
O spray marinho oriundo do mar pela ação dos ventos; as partículas do solo e a
poeira mineral; os aerossóis biogênicos; e os produtos da queima da biomassa são as
principais fontes e processos de transferência de gases, líquidos e sólidos na interface ar-água
e ar-terra, a partir de fontes naturais ou antropicas (BERNER & BERNER, 1987). Sendo que
muitos desses materiais presentes na atmosfera são retirados dela pela ação da chuva
(deposição úmida) ou re-depositados pela gravidade nas formas secas (deposição seca),
7
chegando eventualmente aos rios, lagos e demais ecossistemas aquáticos (ANDERSON &
DOWNING, 2006).
A influência dos fatores antrópicos nos ambientes torna-se cada vez mais frequente e
determinante sobre as características da qualidade da água. Segundo Minella (2005) a
qualidade de um recurso hídrico é diretamente proporcional à ocupação populacional da bacia
hidrográfica a que pertence e às atividades nela desenvolvidas e esta pode ser avaliada através
de sua caracterização física, química ou biológica. Para Rebouças et al. (2006) esta influência
tem crescente importância devido às formas de uso e ocupação do meio físico e das atividades
socioeconômicas desenvolvidas ao longo da bacia, que impactam diretamente nos rios. Pode-
se dizer que a qualidade da água está intimamente relacionada com o uso que se faz do solo
em seu redor (MOTA, 1995).
Além dos íons, outros compostos também estão presentes nos rios, sendo por estes
carregados, como os nutrientes. Eles apresentam grande importância para a produtividade
primária, uma vez que são utilizados na síntese de matéria orgânica. Dentre estes nutrientes,
destacam-se como principais o nitrogênio e o fósforo, muitas vezes funcionando como
nutriente limitante para a produção desses ecossistemas (LAMPARELLI, 2004), além do
silicato. O nitrogênio inorgânico dissolvido (NID) consiste no somatório dos íons amônio
(NH4+), nitrato (NO3
-) e nitrito (NO2
-) (LEWIS et al., 1999). A sua entrada em bacias
hidrográficas relativamente intocadas está relacionada ao nitrogênio orgânico terrestre na
forma de matéria orgânica dissolvida, que é lixiviada (LEWIS 2002; PERAKIS & HEDIN,
2002).
O nitrato, juntamente com o íon amônio, representam as principais fontes de
nitrogênio para os produtores primários (ESTEVES, 2011), e suas principais fontes naturais
estão na deposição seca e úmida, no material de origem alóctone e na fixação biológica
(BOYER et al., 2002). As concentrações de NH4+ nos corpos d’água são geralmente inferiores
às de NO3- devido aos maiores aportes de NO3
- e à maior rapidez de remoção do NH4
+
(PETERSON et al., 2001). Isto também é abordado por Likens (2010) segundo o qual, o
nitrato é a principal forma transportada pelos rios, por ser facilmente carregado através do
solo representando a forma predominante nesses ecossistemas.
Nas águas de rios de primeira e segunda ordem, as concentrações de nitrato e amônio
tendem a ser baixas, exceto se as águas que drenam estes rios derivem de ecossistemas
8
terrestres saturados de nitrogênio (GALLOWAY et al., 2003). Para Esteves (2011), a
formação de compostos nitrogenados reduzidos, como a amônia ou o íon amônio, ocorre
como resultado da decomposição aeróbia e anaeróbia da matéria orgânica, num processo
denominado de amonização. Já Likens (2010) relata que elevadas concentrações de N-
amoniacal podem ocorrer próximos aos pontos de descargas de águas residuais.
O nitrito (NO2-) é um composto resultante da redução do nitrato, mediante a
atividade respiratória das bactérias, ou da oxidação do íon amônio através do processo de
nitrificação, que forma o nitrito (SILVA, 2004). A concentração do nitrito em ambientes
oxigenados ocorre em baixas concentrações, sendo praticamente insignificante sua
contribuição para o NID (LEWIS et al., 1999; HORBE et al., 2005; ESTEVES, 2011),
raramente sendo superior a 0,1 mg L-1
em águas naturais (RAMOS et. al., 2006). Entretanto,
este íon pode ocorrer em águas originárias de esgotos domésticos e industriais ou da
drenagem de áreas fertilizadas, agindo como um indicador cronológico da carga poluidora
(esgoto), dependendo do estágio em que se encontra (CERETTA, 2004).
O fósforo, assim como outros nutrientes, pode ocorrer em diferentes formas:
orgânica, inorgânica e como espécies dissolvidas ou particuladas. É um nutriente essencial às
plantas, atuando como um fator limitante do seu crescimento quando se encontram em
quantidades insuficientes. O fósforo é raramente encontrado em concentrações significativas
na água, pois é ativamente utilizado pelas plantas (CERRETA, 2004).
Este nutriente pode ser introduzido no meio ambiente por fontes naturais ou artificiais,
tanto pontuais quanto difusas. As fontes naturais de fósforo são as rochas e outros depósitos
formados em idades geológicas passadas (ODUM, 1988). O fosfato liberado pela rocha sob a
ação de intemperismo é carreado pelas águas de escoamento superficial e atinge os diferentes
ecossistemas aquáticos. Entre as principais fontes artificiais destacam-se as descargas de
águas residuárias domésticas e/ou industriais, lixiviação de áreas agrícolas e o fosfato
resultante da decomposição de organismos de origem alóctone (BEM, 2009). O fósforo é
principalmente transportado em fração particulada, junto com as partículas do solo e matéria
orgânica no escoamento superficial após as precipitações, onde as áreas ripárias são
importantes para sua remoção (SIMÕES & CARDOSO, 2003).
Além do nitrogênio e fósforo, a sílica é outro composto de fundamental importância
no metabolismo aquático, a qual é utilizada pelas diatomáceas (elaboração de sua carapaça) e
9
outros produtores primários. A presença desse composto no ambiente aquático é proveniente
principalmente da decomposição de minerais de silicato de alumínio. A sílica sob a forma
solúvel é a principal forma utilizada pelo fitoplâncton (ESTEVES, 2011). A sílica é removida
principalmente por assimilação do fitoplâncton e sedimentação. As diatomáceas são
responsáveis por remover aproximadamente 20 a 25% do total de Si dissolvida carregada
pelos rios (BERNER & BERNER, 1987).
A quantidade de fitoplâncton nos ambientes aquáticos é fortemente influenciada pela
concentração dos macro-nutrientes nestes ambientes, dentre estes, o nitrogênio, o fósforo e o
silicato são os mais importantes. Os silicatos são limitantes apenas para as diatomáceas,
enquanto o N é considerado limitante no ambiente por ser naturalmente fixado por algumas
plantas e cianobactérias (ESTEVES, 2011), especialmente em corpos de água com extensa
área superficial (VON SPERLING, 1996). O P pode ser considerado o nutriente limitante da
produtividade primária na maioria dos ecossistemas aquáticos continentais, não somente por
ser menos abundante, mas pelo fato de sua carga ser facilmente consumida pelos organismos
(MARGALEF, 1983) com a elevação da temperatura da água (HU et al., 2001).
A razão estequiométrica entre os nutrientes N, P e Si podem fornecer informações
sobre qual nutriente estaria limitando a produtividade do fitoplâncton. A razão Redfield-
Brzezinski estabelece que as concentrações ideais de Si:N:P para o fitoplâncton é 16:16:1,
respectivamente (BRZEZINSKI, 1985). Ambientes onde N:P > 16 apresentam maior
proporção de nitrogênio em relação ao fósforo, indicando uma limitação da produção deste
ambiente pelo fósforo. A razão N:P < 16, demonstra, em termos proporcionais, menor
concentração de nitrogênio em relação ao fósforo (SPERLING, 2001). No entanto, em
concentrações mis elevadas de nitrogênio e fósforo, valores maiores ou menores de 16 para a
razão N:P, que apontem para limitação de qualquer dos dois nutrientes, pode indicar um erro,
haja vista que a limitação à produção pode vir de algum outro nutriente (TUNDISI, 2008).
Para o silicato, a diminuição da razão Si:N pode reduzir o crescimento potencial das
diatomáceas favorecendo os flagelados nos rios. Já a diminuição da razão Si:P, a longo prazo,
pode favorecer blooms de algas não silicosas.
A ciclagem dos nutrientes constitui-se numa das funções mais importantes para a
regulação do funcionamento e do desenvolvimento dos ecossistemas (CHARLEY &
RICHARDS, 1983). No Brasil a maioria dos estudos sobre a ciclagem nos rios é realizado em
10
rios de grande porte como Amazonas (DEVOL et al., 1995; BALLESTER et al., 2003;
KRUSCHE et al., 2005), São Francisco, Tiete, Piracicaba e em demais rios do estado de São
Paulo (BALLESTER et al., 1999; DANIEL et al., 2002; SALOMÃO, 2004; TUNDISI, 2008).
Estudos dessa natureza são escassos em rios no estado da Bahia. Alguns trabalhos têm sido
desenvolvidos em regiões estuarinas (SOUZA, 2005; SILVA, 2007; SANTOS, 2007) ou em
bacias hidrográficas alteradas como o Rio Cachoeira, Rio Salgado, Rio de Contas (SANTOS,
2007; TEIXEIRA, 2009; LUCIO, 2010). Entretanto, existe uma carência de estudos
realizados em áreas preservadas, que poderiam apontar valores padrões para este ambiente.
Um importante processo que ocorre nos rios é o transporte de massa do fluxo de
água, que é medido como massa por unidade de tempo numa dada secção transversal do canal
(LIKENS, 2010). Estimativas dos fluxos fluviais de água estão na ordem de 35.000 Km3 e
englobam em sua maior parte, extrapolações das descargas especificas de água e sedimentos
dos grandes rios mundiais (SOUZA & KNOPPERS, 2003). Nestas estimativas, cerca de
20.000 rios de pequeno e médio porte tem a sua contribuição negligenciada (MILLIMAN,
1991), sendo que a magnitude da contribuição deste transporte global é matéria controversa,
devido à falta de estudos de monitoramento locais e regionais mais consistentes
(VOROSMARTY et al., 1997; MEYBECK, 2003).
Os milhares de rios de pequeno porte drenam aproximadamente 20% da superfície
continental, e o somatório de seus aportes contribuem de forma muito mais significativa aos
fluxos de materiais para o mar do que o anteriormente esperado (SOUZA & KNOPPERS,
2003). Entretanto segundo Milliman e Meade (1983) e Milliman (2001), na America do Sul a
representatividade dos rios de menor porte é extremamente baixa e as estimativas dos fluxos
de materiais são baseadas primordialmente nos aportes das duas maiores bacias hidrográficas
Amazônicas (Amazonas e Orinoco) e da bacia hidrográfica do Paraná que em conjunto
drenam 57% dos 17 x 106 Km
2 do continente.
O calculo do fluxo de água permite a comparação de rios de tamanho muito
diferentes em uma base que não é diretamente influenciada pelo tamanho da bacia
hidrográfica, em função do rendimento específico ou concentração média das descarga
(LIKENS, 2010). Trabalhos sobre esse assunto foram desenvolvidos no Brasil nas regioes da
Amazonia, Rio Grande do Sul, e em diversos localidades do estado de São Paulo, (ARCOVA
& CICCO, 1985; DANELON & MOREIRA-NORDEMANN, 1991; LEMOS, 2003; SILVA
11
et al., 2007; ANDRADE, 2008; GERMER et al, 2009). No estado da Bahia estes trabalhos
têm sido realizados no estuário em Ilhéus, no rio Cachoeira em Itabuna, no Parque Estadual
da Serra do Conduru em Itacaré (SILVA, 2007; ARAUJO, 2011; SOUZA, 2012). Vale
resaltar que estudos em áreas preservadas são importantes pois podem informar as
concentrações e os fluxos naturais dos íons e nutrientes, podendo ser comparados a estudos
em locais que sofreram algum tipo de alteração.
Nestes ambientes naturais os fluxos continentais de água e sedimentos em suspensão
são controlados por diversos fatores climáticos, hidrológicos, morfológicos e geológicos, tais
como: precipitação, temperatura do ar, altura, relevo, inclinação, forma das bacias
hidrográficas, formações geológicas, características mineralógicas (SOUZA & KNOPPERS,
2003). Segundo Clair et al. (1994) o fluxo desses elementos sofre variação em escala temporal
segundo as estações do ano, em associação com o clima da região. Está variação é mais
perceptível durante o período de chuva, quando ocorre a entrada máxima de material alóctone
através do escoamento superficial e subsuperficial. Ainda segundo esse autor, durante o
período seco ocorre intensificação da produtividade biológica das águas, modificando as
formas e taxas de migração dos elementos, principalmente dos nutrientes.
12
4. METODOLOGIA
4.1 Área de estudo
A Bacia Hidrográfica do Rio Tijuipe situa-se no sul da Bahia, dentro da Bacia Leste e
abrange os municípios de Uruçuca e Itacaré, possuindo uma área de 102, 34 Km2. Esta bacia
hidrográfica está inserida dentro da área de APA Itacaré-Serra Grande e do Parque Estadual
Serra do Conduru (PESC).
A APA Itacaré-Serra Grande foi criada em 1993 pelo Governo do Estado da Bahia,
a partir do decreto nº 2186 de 7 de junho de 1993 (BRASIL, 1993) e está localizada entre as
coordenadas 14º16’2’’S e 39º5’18’’W e 14º30’3’’S 38º58’38’’W (ALVES, 2007).
O Parque Estadual da Serra do Conduru (PESC) foi criado em 1997, através do
Decreto Estadual nº 6.227 de 21 de fevereiro de 1997 e possui uma área de aproximadamente
9.275 ha e está localizado nos municípios de Ilhéus, Uruçuca e Itacaré (PESC, 2012a). Todo
entorno do PESC é englobado por Áreas de Proteção Ambiental (APA), sendo ao Leste, Norte
e Oeste pela APA da Costa de Itacaré/Serra Grande e ao Sul pela APA da Lagoa Encantada e
Rio Almada.
Clima
O clima da região é do tipo Af, conforme o sistema de classificação de Köppen. É um
clima quente e úmido, sem estação seca definida. A temperatura média mensal está entre 20 e
26ºC, com média anual em torno de 24ºC. Os meses mais quentes vão de novembro até
março, alcançando os maiores valores no mês de fevereiro onde a temperatura chega a 30,3ºC.
Os meses mais frios são julho e agosto, quando as temperaturas oscilam em torno de 17ºC. A
umidade relativa do ar está frequentemente acima de 80% (PESC, 2012b).
A precipitação pluviométrica é de 1.300 mm anuais bem distribuídos; as máximas
pluviométricas ocorrem, de modo geral, no período de fevereiro a julho, havendo reduções da
precipitação no mês de maio (ASMAR & ANDRADE, 1977).
Geologia
A região da bacia hidrográfica do rio Tijuipe pertence ao Complexo Jequié, formado
por rochas metamórficas que afloram no leito dos rios e riachos. Os afloramentos compõem-
13
se de rochas com predominância de cores cinza claro, escuro ou esverdeado, estrutura
bandada e textura foliada na orientação geral N-NE que, por vezes, são cortadas ou cortam,
corpos máficos (minerais escuros) de diferentes tamanhos (PESC, 2012b).
Solos
Os solos na área da bacia hidrográfica variam, da nascente até a foz, do Latossolo
vermelho-amarelo Distrófico típico, passando pelo Latossolo vermelho-amarelo distroférrico
típico petroplíntico, o Cambiossolo Háplico distrófico+Latossolo vermelho-amarelo distrófico
típico e neossolo.
Segundo Souza (2012), em seu trabalho realizado na área da bacia hidrográfica do
rio Tijuipe, encontrou que os solos do rio Tijuipe e do rio Tijuipinho, correspondente ao
Latossolo vermelho-amarelo distrófico e ao Latossolo vermelho-amarelo distroférrico,
respectivamente, apresentam características granulométricas similares com a predominância
da areia na sua composição (aproximadamente 50%) seguida por silte e argila. Com relação às
características químicas do solo na profundidade 0-10 cm, no Latossolo vermelho-amarelo
distrófico as concentrações de Nitrogênio (N), Carbono (C), Fósforo (P) Alumínio (Al) e
Potássio (K) foram superiores ao Latossolo vermelho-amarelo distroférrico. A exceção a isso
foram as concentrações de Cálcio (Ca) e Magnésio (Mg), que foram superiores no Latossolo
vermelho-amarelo distroférrico.
Segundo Melo e Silva (1971), os solos da região de Itacaré – BA são ácidos (pH 4,3 –
6,5), com baixa capacidade de troca de cátions (valor T), baixa saturação por bases (valor V),
acidez potencial e saturação por alumínio de média a alta. Estes valores de pH são o resultado
da situação climática da região onde a pluviosidade sempre é superior a uma média anual de
1.300 mm bem distribuídos, favorecendo a lixivação destes solos (MOREAU, 2003).
Hidrografia
A bacia hidrográfica do rio Tijuipe é composta por três rios, sendo o curso principal o
rio Tijuipe que recebe afluentes dos rios Tijuipinho e Pancadinha, e deságua diretamente no
mar. Tanto o rio Tijuipe quanto o Tijuipinho possuem suas nascentes dentro da área do
Parque. Já o rio Pancadinha possui sua nascente dentro da área da APA.
14
Estes rios correm no sentido Norte-Sul, tendo um controle estrutural devido às falhas
tectônicas de mesma direção (PESC, 2012b).
Vegetação
A única formação vegetal encontrada na área do PESC é a Floresta Ombrófila Densa
Submontana (IBGE, 1993). No entanto, devido as constantes modificações na área, essa
floresta é dividida em vários estágios sucessionais, e seus fragmentos de floresta sofrem um
forte efeito de borda, pois se observa que na sua vizinhança predominam pastagens, rodovias,
estradas e cultivos agrícolas (SOUZA, 2012).
Dentro do PESC, a maior porcentagem da área (56,5%) está representada por
Vegetação Secundária, em estágio “Avançado” de regeneração (de acordo com CONAMA
05/94), que sofreram extração seletiva de madeira, estando às áreas de cabruca inseridas nesta
categoria. Uma grande porcentagem da área do PESC também se encontra em áreas
perturbadas, em função de atividades agropecuárias no passado, correspondendo a 18,8% e
representando as áreas de Vegetação Secundária nos estágios “Inicial” e “Médio”, segundo
CONAMA 05/94.
Atividades recentes, como áreas de pastos e agricultura, realizadas pelos atuais
moradores do parque representam um total de 18,4%. Apenas uma pequena parte (6,3%)
encontra-se sob Vegetação Primária, que é definida pela Resolução CONAMA 05/94 como “a
vegetação de máxima expressão local, com grande diversidade biológica, sendo os efeitos das
ações antrópicas mínimos, a ponto de não afetar significativamente suas características
originais de estrutura e espécies”.
4.2 Locais de Coleta
As coletas foram realizadas ao longo da bacia hidrográfica do rio Tijuipe,
mensalmente, no período de Agosto de 2010 a Julho de 2011. Para a obtenção das amostras
de água, foram selecionados 11 pontos ao longo da bacia hidrográfica, com os pontos T1-T7
localizados no rio Tijuipe, o maior rio da bacia hidrográfica, J1-J3 no rio Tijuipinho e P1 no
rio Pancadinha (Figura 1 e Tabela 1).
15
Figura 1: Mapa da área da bacia hidrográfica do rio Tijuipe, com os pontos de coleta de cada rio (pontos de T1 a
T7 no rio Tijuipe; J1 a J3 no rio Tijuipinho; P1 no rio Pancadinha) em Uruçuca, Bahia.
Tabela 1: Pontos amostrados ao longo da bacia hidrográfica do rio Tijuipe e suas coordenadas geográficas.
Pontos de Coleta Coordenadas Geográfica (UTM)
T1 484948 8397781
T2 485128 8398129
T3 485731 8397529
T4 488371 8399179
T5 492831 8408071
T6 493781 8406961
T7 495469 8408301
J1 492439 8400907
J2 493531 8401880
J3 494387 8403156
P1 495983 8400731
16
As nascentes do rio Tijuipe, representados pelos pontos T1, T2 e T3 (Figura 3),
encontram-se dentro da área do parque, e corresponde a uma área de vegetação de mata
secundária em estágio avançado de regeneração, sendo caracterizada por um dossel fechado e
relativamente uniforme no porte, e com altura média superior a 12 metros (BRASIL, 1994).
Já os pontos a jusante dos rios, representados pelos pontos T6 e T7 para o rio Tijuipe e
J3 para o rio Tijuipinho (Figura 3 e Figura 4), apresentam uma maior largura e uma maior
vazão. Além disso, muitos locais são utilizados para banho, lavagem de roupa ou para
recreação. Nem todos os pontos se encontram dentro da área do parque, no entanto todos
estão dentro da área da APA.
T1 T2
T3 T4
17
Figura 2: Pontos de coleta do rio Tijuipe (pontos de T1 a T7), localizado na bacia hidrográfica do rio Tijuipe
(Uruçuca, Bahia).
T5 T6
T7
J2 J1
18
Figura 3: Pontos de coleta no rio Tijuipinho (pontos J1 a J3), localizado na bacia hidrográfica do rio Tijuipe
(Uruçuca, Bahia).
O Rio Pancadinha se situa fora da área do parque, porém dentro da área da APA. Em
suas margens existe a presença de residências, que fazem o lançamento dos seus resíduos,
sólidos e líquidos, diretamente neste rio, sem nenhum tratamento prévio (Figura 5A e 5B).
Figura 4: Rio Pancadinha (ponto P1), evidenciando as margens do rio (A) e a presença de residências em suas
margens (B), localizada na bacia hidrográfica do rio Tijuipe, (Uruçuca, Bahia).
4.3 Procedimentos analíticos
Para as análises, foi coletado de 1 a 2L de água em frascos de polietileno de alta
densidade, previamente lavados com HCl 1:1 e água destilada. No campo foram realizadas as
A B
J3
19
medidas dos parâmetros abióticos temperatura, oxigênio dissolvido, pH e condutividade
elétrica através de um medidor automático portátil (modelo WTW 340i).
No laboratório, as amostras foram filtradas, no mesmo dia, utilizando-se filtros de
fibra de vidro tipo GF/F de 47 µm previamente calcinados a 450ºC, para posterior análise do
material filtrado.
A análise das formas inorgânicas dissolvidas foi realizada através da cromatografia
iônica (DIONEX ICS1000), separando os cátions (Na+, NH4
+, K
+, Mg
2+ e Ca
2+) e os anions
(Cl-, NO2
-, NO3
- e SO4
-3). Este método consiste na injeção da amostra através de uma fase
móvel, passando por uma coluna de troca de íons, com sua detecção obtida por condutividade
elétrica. O fosfato (PO43+
) foi determinado através da espectrofotometria no comprimento de
onda de 880nm (GRASSHOFF et al., 1983). O silicato (Si2O4) foi determinado através da
espectrofotometria no comprimento de onda de 820nm (CARMOUZE, 1994).
O limite de quantificação utilizado para cada íon foi: NH4+
(0,012 µM), NO3- (0,053
µM), NO2- (0,102 µM), Na
+ (0,084 µM), K
+ (0,039 µM), Ca
2+ (0,260 µM), Mg
2+ (0,043 µM),
SO42-
(0,047 µM), Cl- (0,087 µM).
O material para a analise de alcalinidade foi coletado em seringas previamente tratadas
com cloreto de mercúrio (HgCl2), sendo a alcalinidade analisada por titulação com HCl 0,01N
e a alcalinidade total calculada pelo programa Alcagran.Bas (CARMOUZE, 1994). A
concentração do íon bicarbonato (HCO3-) foi calculada por um modelo de associações iônicas
utilizando-se o fósforo, silicato, temperatura, alcalinidade e pH com o auxílio do programa
CO2SYS.EXE (LEWIS & WALLACE, 1998).
Para a determinação da concentração de clorofila-a as amostras foram filtradas em
filtros de 24 mm e a determinação desse valor foi feito segundo o método tricromático em
extrato de acetona (STRICKLAND & PARSONS, 1965), de acordo com a fórmula de Jeffrey
e Humphrey.
O calculo de fluxos nos rios da bacia hidrográfica do rio Tijuipe foram realizados
utilizando o modelo de LOICZ de Schreiber modificada (SCHREIBER, 1904), que permite
estimar a vazão do rio a partir dos dados mensais de temperatura, precipitação e área da bacia.
A partir dos cálculos de vazão os fluxos foram calculados pela fórmula:
F= fluxo (kg.ha-1
.ano-1
); V= vazão (L.s-1
); I= íon (Kg); A= área da bacia (há).
20
Uma vez que o ultimo ponto amostrado de cada rio representa a quantidade de material
transportado por esse rio para o estuário, para o cálculo dos fluxos foram utilizadas as áreas
dos pontos a jusante de cada rio, sendo que o ponto T7 representa o Rio Tijuipe, o ponto J3 o
Rio Tijuipinho e o ponto P1 o Rio Pancadinha.
4.4 Análises Estatísticas
Todas as variáveis foram submetidas ao teste de normalidade Kolmogorov-Smirnov
(p<0,05). Como os resultados não apresentaram distribuição normal foi aplicado o teste não
paramétrico de Kruskal-Wallis para verificar as diferenças entre os pontos de coleta
amostrados.
Também foi realizada uma Análise de Componente Principal (PCA), para verificar a
distribuição dos pontos e empregado o teste U de Mann-Whitney para determinar as possíveis
diferenças entre os períodos seco e chuvoso nos pontos amostrados.
21
5. RESULTADOS
5.1 Precipitação e Vazão
Os dados de precipitação acumulada de 30 dias antes de cada coleta, no município de
Itacaré, foram obtidos através do site do Programa de Monitoramento Climático em Tempo
Real da Região Nordeste – Proclima (Figura 6). Para a determinação dos meses secos e
chuvosos, utilizou-se como parâmetro valores de chuva superiores a 90 mm para meses
chuvosos (agosto, fevereiro, março, abril, maio e julho) e abaixo deste, para os meses secos
(setembro, outubro, novembro, dezembro, janeiro e junho).
Figura 5: Precipitação acumulada de 30 dias antes de cada coleta nos meses de agosto/2010 a julho/2011 no
município de Itacaré/Ba.
Fonte: PROCLIMA
A vazão dos 3 rios da bacia hidrográfica do rio Tijuipe, para o período de coleta, está
representada na figura 6. Como já era esperado pelo tamanho da área de cada rio, o rio Tijuipe
apresenta a maior vazão entre os 3 rios, durante todo o período de coleta, e a menor vazão foi
obtida para o rio Pancadinha.
Já com relação à vazão durante os meses de coleta, foi observado que os meses de
setembro e outubro apresentaram as menores vazões, e os meses de março e abril as maiores,
sendo que foram observadas diferenças com os meses de maior e menor precipitação (Figura
5).
0
50
100
150
200
250
300
Pre
cip
itac
ação
(mm
)
Meses de Coleta
22
Figura 6: Vazão dos rios Tijuipe, Tijuipinho e Pancadinha ao longo do período de coleta (agosto de 2010 a julho
de 2011).
5.2 Variáveis Abióticas
Os resultados das variáveis abióticas para a bacia hidrográfica do rio Tijuipe estão
apresentados na Tabela 2.
Conforme podem ser observados, os valores médios de condutividade apresentaram
valores mínimos e máximos variando entre 34,7 (± 3,3) a 41,2 (±3,7) μS.cm-1
, nos pontos T3
e J1, respectivamente. A exceção foi o Rio Pancadinha (ponto P1) que apresentou os maiores
valores com média de 51,5 μS.cm-1
, com este ponto sendo estatisticamente maior que os do
rio Tijuipe (p<0,05) e o T3 menor que os do rio Tijuipinho. Pode ser observado que a maioria
dos valores do rio Tijuipe e todos do rio Tijuipinho e Pancadinha apresentaram supersaturação
de porcentagem de oxigênio dissolvido não sendo observadas diferenças significativas. Em
relação ao Total de Sólidos em Suspensão (TSS) apesar de não terem sido encontradas
diferenças significativas os valores variaram de 0,99 a 4,86 mg L-1
para os pontos T2 e T3
respectivamente.
0
500
1000
1500
2000
2500
Vaz
ão (
L/s)
Meses de coleta
Tijuipe Tijuipinho Pancadinha
23
Tabela 2: Valores de condutividade (Cond.), pH, saturação de oxigênio (OD %) e Total de sólidos e suspensão
(TSS) nos pontos na bacia hidrográfica do rio Tijuípe (Média, ±Desvio Padrão, Min-Máx).
Pontos Cond. (µS/cm-1
) pH OD (%) TSS (mg L-1
)
T1 36,7 (±3,3)a
28-42
5,6 (±0,3)
5,06-6,26
80,1 (±9,0)a
66,0-93,0
1,78 (±2,3)
n.d.-7,20
T2 37,1 (±3,0) a
30-40
6,3 (±0,5)
5,39-7,14
85,3 (±9,7)
73,0-103,2
0,99 (±0,4)
n.d.-1,33
T3 34,7 (±3,3) a,c
26-38
5,7 (±0,4)
5,02-6,26
78,3 (±10,9)a,c
64,1-96,8
1,28 (±0,7)
n.d.-2,44
T4 38,2 (±4,2) a
26-42
6,1 (±0,5)
5,38-6,66
91,4 (±10,4)
74,3-108,0
1,83 (±1,8)
0,22-6,80
T5 36,3 (±3,6) a
28-42
6,0 (±0,4)
5,54-6,68
96,1 (±9,6)d
78,9-108,1
1,08 (±0,5)
n.d.-1,44
T6 38,4 (±3,9) a
31-45
6,0 (±0,5)
5,55-6,84
95,4 (±9,8)
78,6-110,0
1,80 (±0,9)
n.d.-3,47
T7 37,5 (±3,7)a
28-43
6,0 (±0,5)
5,38-6,90
97,1 (±10,2)b
78,6-111,6
1,32 (±0,7)
0,34-2,40
J1 41,2 (±3,7) d
33-47
5,9 (±0,4)
5,30-6,53
84,5 (±14,9)
57,7-105,1
1,31 (±2,0)
n.d.-7,28
J2 39,9 (±4,7) d
27-45
6,0 (±0,4)
5,27-6,52
91,5 (±11,7)
72,0-108,0
1,85 (±1,2)
n.d.-4,83
J3 40,4 (±3,8) d
33-47
6,1 (±0,4)
5,48-6,78
91,3 (±9,3)
76,4-103,1
2,67 (±2,0)
n.d.-8,00
P1 51,5 (±7,2)b
44-66
6,0 (±0,4)
5,30-6,55
90,7 (±12,3)
66,2-107,4
3,92 (±1,7)
n.d.-6,00
*Letras diferentes representam diferenças significativas (p<0,05)
5.3 Distribuição espacial dos nutrientes inorgânicos (NO3-, NH4
+, NO2
-, PO4
3- e Si2O4)
Em relação ao nitrogênio inorgânico dissolvido (NID) pode-se observar que o nitrato
foi à forma predominante em relação ao amônio e ao nitrito em toda a bacia hidrográfica.
As maiores concentrações de nitrato foram encontradas nos pontos T1 e T2 que
correspondem as nascentes do rio Tijuipe (Figura 7a) (p<0,05). Além disso, pode ser
24
observado um aumento nos valores de nitrato no sentido montante-jusante para os pontos do
rio Tijuipinho (pontos J1 ao J3), com o ponto a montante deste rio (ponto J1) apresentando a
menor média para esse íon (p<0,05).
O íon amônio apresentou as maiores concentrações nos pontos T5 e P1 pertencentes
ao rio Tijuipe e ao Pancadinha, respectivamente, sendo maiores que o nitrato apenas nos
pontos J1 e P1 (Figura 7b). O nitrito foi encontrado abaixo do limite de detecção do método
em todas as campanhas (1µM).
Apesar dos valores médios de fosfato não superarem 0,3 µM em nenhum dos 3 rios
estudados, observa-se um decréscimo na quantidade deste íon, no sentido montante-jusante,
no rio Tijuipe (ponto 1 ao 7), não existindo diferença significativa entre os pontos amostrados
(Figura 7c).
A concentração de silicato foi menor nos pontos mais a montante quando comparado
com os demais trechos do rio (Figura 7d). Isso é mais evidente para o rio Tijuipinho que
possui valor médio de 6,69 µM no ponto a montante e 12,70 µM no ponto a jusante. Pode ser
observado um aumento da quantidade de silicato do ponto T2 até o T4 do rio Tijuipe, sendo
que estes dois pontos diferiram significativamente entre si (p<0,05).
25
Média
Média±EP
Média±DP 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11
Pontos
0
1
2
3
4
5
6
7
8
NH
4+
Média
Média±EP
Média±DP 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11
Pontos
0
0.1
0.2
0.3
0.4
0.5
0.6
PO
43-
Média
Média±EP
Média±DP 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11
Pontos
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
20
22
SiO
2
Média
Média±EP
Média±DP 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11
Pontos
0
3
6
9
12
15
18
21
NO
3-
a,c
a,c
b,d
c c
c,e
A
C D
a
b
NO
3- (µ
M)
B
NH
4+ (
µM
) S
i 2O
4 (
µM
)
PO
43
- (µ
M)
b
b
b
b,f
Figura 7: Distribuição espacial dos nutrientes NO3- (A), NH4
+ (B), PO4
3- (C) e Si2O4 (D), ao longo dos pontos de
coleta na bacia hidrográfica do rio Tijuípe (Uruçuca, Bahia).
*Letras diferentes representam diferenças significativas (p<0,05)
Os dados da razão molar Si:N:P estão representados na Figura 8. De modo geral a
razão NID:PID (Figura 8a) foi superior a razão estabelecida por Redfield (16N:1P) para a
maioria dos pontos. Os pontos que mais se aproximam desta razão foi o ponto T3 do rio
Tijuipe e os pontos J1 e J2 que correspondem ao rio Tijuipinho.
A razão Si:NID (Figura 8b) apresenta a maioria dos valores acima da razão de
Redfield (16Si:16N), com exceção aos pontos T1, T2 e T5, todos do rio Tijuipe, que
estiveram abaixo desse valor.
T1 T2 T3 T4 T5 T6 T7 J1 J2 J3 P1
T1 T2 T3 T4 T5 T6 T7 J1 J2 J3 P1 T1 T2 T3 T4 T5 T6 T7 J1 J2 J3 P1
T1 T2 T3 T4 T5 T6 T7 J1 J2 J3 P1
26
5.4 Distribuição espacial dos demais solutos (K+, Ca
2+, SO4
2-, HCO3
-, Mg
2+, Cl
- e Na
+)
As concentrações dos íons maiores apresentaram a seguinte ordem de grandeza Na+
< Mg2+
< K+
< Ca2+
e Cl- < SO4
2- < HCO3
-. Ambos os íons Cl
- e Na
+ apresentaram maiores
concentrações no ponto T5, e menores para os pontos no rio Tijuipinho (J3 e J2,
respectivamente) (Figura 9).
No geral, não foram encontradas diferenças significativas entre os pontos de coleta
em um mesmo rio. Exceção ao íon bicarbonato e ao cálcio que apresentaram diferença
significativa para o ponto T5 e T2, respectivamente, onde foi observado um valor médio
abaixo dos demais pontos de coleta (p<0,05) (Figura 10).
0%
20%
40%
60%
80%
100%
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11
Si
NID
0,4 1,3 2,1 0,8 4,3 2,2 2,2 5,2 3,3 1,4 66 119 34 52 107 58 110 23 22 63 55
Pontos de coleta Pontos de coleta
A B 0,7
Pontos de coleta
T1 T2 T3 T4 T5 T6 T7 J1 J2 J3 P1 T1 T2 T3 T4 T5 T6 T7 J1 J2 J3 P1
Figura 8: Porcentagem de NID e PID e razão molar NID:PID (A) e porcentagem de Si e NID e razão Si:NID (B) nos
pontos de coleta ao longo da bacia do Rio Tijuípe (Uruçuca, Bahia). Números acima das barras
representam a razão molar.
27
Figura 9: Distribuição espacial dos íons maiores Cl- e Na
+ ao longo dos pontos de coleta na bacia hidrográfica do
rio Tijuípe (Uruçuca, Bahia).
Figura 10: Distribuição espacial dos íons maiores (SO42-
, K+, Mg
+, Ca
2+ e HCO3
-) ao longo dos pontos de coleta
na bacia hidrográfica do rio Tijuípe (Uruçuca, Bahia).
0
500
1000
1500
2000
2500
T1 T2 T3 T4 T5 T6 T7 J1 J2 J3 P1
Cl Na
0
50
100
150
200
250
300
T1 T2 T3 T4 T5 T6 T7 J1 J2 J3 P1
mM
L-1
SO4 K Mg Ca HCO3
R. Tijuípe R. Tijuípinho R. Pancadinha
T1 T2 T3 T4 T5 T6 T7 J1 J2 J3 P1
28
As razões Cl/Na variaram de 0,84 a 1,31 para os pontos J2 e T7, respectivamente, com
uma média geral de 1,09 ± 0,12, sendo que os pontos T1, T7 e P1 (1,19, 1,31 e 1,18
respectivamente) foram superiores a concentração da água do mar (1,17).
5.5 Distribuição Temporal dos Nutrientes Inorgânicos e Íons Maiores
Para análise da composição temporal da bacia hidrográfica, considerando os dados
físico-químicos, íons maiores, nutrientes e clorofila-a, foi utilizada a Análise do Componente
Principal (PCA) (Tabela 3 e Figura 11). Os dois primeiros eixos juntos explicam 59,1% da
variância total dos dados, com o eixo 1 apresentando 34,8% e possuindo correlação positiva
com as variáveis SO43-
, Na+, K
+, Mg
+ e Cl
-, e o eixo 2 apresentando 24,3% da variancia e
possuindo correlação positiva com a condutividade e o Ca2+
(Tabela 3).
Tabela 3: Valores da correlação das variáveis abióticas, nutrientes inorgânicos e íons maiores para a bacia
hidrográfica do rio Tijuipe, analisadas na PCA, para os dois primeiros componentes principais.
VARIÁVEL EIXO 1 EIXO 2
COND -0,3440 0,7519
pH -0,1258 0,6640
OD% -0,5694 0,5493
Si2O4 -0,2176 0,4431
Cloro-a 0,0974 0,7011
NO2- 0,5412 0,5079
NO3- 0,4065 -0,6707
NH4+ 0,6348 0,1424
PO43-
-0,2924 -0,1567
SO43-
0,9389 0,0059
Na+ 0,9570 0,0985
K+ 0,7832 0,5007
Mg+ 0,7115 0,1766
Ca2+
0,1619 0,8231
Cl- 0,9476 0,0010
HCO3- -0,5128 0,4040
Os pontos amostrados encontram-se divididos com a estação seca no lado direito da
ACP (quadrantes II e III) e a cheia no lado esquerdo (quadrantes I e IV) (Figura 11). De forma
geral, os pontos amostrados no período seco são influenciados pelos íons maiores, clorofila-a
29
e pelos nutrientes nitrato e nitrito, sendo impulsionado pelos íons Na+, SO4
3- e Cl
-. Já os
pontos amostrados no período chuvoso são influenciados pelas variáveis abióticas
(condutividade, OD% e pH), pelo bicarbonato e pelos nutrientes silicato e fosfato, com maior
influencia do OD%, HCO3- (Figura 11).
Os pontos a montante de cada rio (T1, T2, T3 e J1) para ambas as estações foram
encontrados nos quadrantes inferiores (quadrantes III e IV), com o nitrato tendo maior
influência sobre estes pontos no período de seca. Cabe ressaltar que o T2 (cheia e seca) é o
ponto mais negativos para o eixo 1, sendo influenciado negativamente pelo Ca2+
,
condutividade e clorofila-a (Figura 11).
A partir do teste de Mann-Whitney realizado para os nutrientes, foi observado que
apenas o nitrato, para o ponto T4, e o fosfato, para o ponto T3, apresentaram diferença
estatística entre as estações seca e cheia (p < 0,05).
Já para os íons maiores este teste identificou diferença significativa entre as estações
para o magnésio, com diferença nos pontos T1, T2, T3, T6, J2 e P1; para o sulfato, nos pontos
T3, T4, T5, T6, e J3; para o cloreto, nos pontos T1, T4, T5, T6 e J3; e para o íon potássio,
apenas no ponto T1.
30
Figura 11: Análise da Componente Principal para as variáveis abióticas (Condutividade, pH e OD%), nutrientes inorgânicos (nitrato, nitrito, amônio, silicato e fosfato),
clorofila-a e íons maiores (cálcio, potássio, magnésio, sódio, cloreto, sufalto e bicarbonato). As letras S e C representam as estações seca e cheia para cada ponto.
T4C J3C
J2C
J1C T7C
T6C
T2C
T5C
T1C
T3C
P1C
T5S
P1S
J2S
T4S
T7S
J1S T3S
T1S
T2S
J3S T6S
IV III
I II
31
5.6 Fluxo de Nutrientes e Íons Maiores
Como pode ser observado pela Tabela 4, o rio Tijuipinho é o que apresenta o maior
fluxo para a maioria dos ions, com exceção do cloreto e do sulfato, que foram superiores no
rio Pancadinha. O fluxo de NID e PID apresentaram valores similares entre os 3 rios, no
entanto, o NID no rio Tijuipe apresentou os maiores fluxos. Entretanto não foram observadas
diferenças significativas entre os 3 rios amostrados.
Tabela 4: Valores médios e desvio padrão (±) para o fluxo dos nutrientes e íons maiores, em kg.ha-1
.ano-1
. ao
longo dos rios Tijuipe, Tijuipinho e Pancadinha e o total exportado na bacia hidrográfica.
Íons Tijuipe Tijuipinho Pancadinha Total exportado
NID 0,24 ±0,30 0,19 ±0,18 0,20 ±0,26 0,63 ±0,72
PID 0 ±0,01 0,01 ±0,02 0,01 ±0,01 0,02 ±0,04
Si2O4 2,13 ±3,16 2,54 ±3,08 0,70 ±0,66 5,14 ±5,99
HCO3- 10,75 ±14,49 20,27 ±22,54 11,70 ±16,46 17,82 ±37,38
Cl- 32,51 ±36,10 25,46 ±23,97 45,85 ±47,94 99,99 ±101,63
Na+ 21,49 ±29,44 35,62 ±60,48 32,27 ±32,09 86,70 ±113,46
SO43-
4,99 ±5,13 4,19 ±3,91 7,35 ±6,93 15,30 ±15,27
K+ 1,16 ±1,64 2,16 ±3,65 2,01 ±2,15 5,16 ±6,99
Mg+ 3,36 ±3,69 6,88 ±11,49 4,21 ±3,93 14,10 ±18,10
Ca2+
3,86 ±5,85 7,50 ±12,66 5,61 ±6,01 16,51 ±22,83
32
6. DISCUSSÃO
6.1 Variação Espacial e Temporal dos Nutrientes Inorgânicos e Íons maiores
Diversos fatores são responsáveis por alterações que ocorrem ao longo de uma bacia
de drenagem entre eles estão a litologia da região, o tipo de vegetação circundante, o uso que
se faz do solo e a proximidade com áreas urbanas. No caso da bacia do Rio Tijuipe, era
esperado que o ponto P1 localizado no Rio Pancadinha apresentasse valores distintos dos
demais pontos de coleta por estar localizado em uma área urbanizada. No entanto, não foram
encontradas diferenças significativas com os demais pontos localizados em áreas preservadas,
sugerindo assim que a influencia das modificações no uso do solo neste caso não é suficiente
para alterar a biogeoquímica desse rio.
Em relação ao nitrogênio a forma predominante de NID foi o nitrato seguido pelo
amônio. Este resultado é condizente com o que é encontrado na literatura para bacias
preservadas ou pouco impactadas na região tropical, uma vez que o NO3- é a forma
predominante de perda de nitrogênio inorgânico dos sistemas terrestre para o aquático, sendo
que o NH4+ é geralmente absorvido pelas plantas e microorganismos (SILVA et al, 2012;
MARTINELLI et al., 2010; ANDRADE et al., 2011; SILVA, 2012). Silva (2012) constatou a
presença de maior quantidade do íon amônio nos solos destes ambientes comparados a nitrato.
As maiores concentrações de nitrato neste estudo podem ser devido ao fato do nitrato possuir
maior capacidade de ser lixiviado estando assim diretamente relacionado a concentração
encontrada na água do rio.
A presença de oxigênio na água do rio é outro fator que influencia a quantidade de
nitrato existente no ambiente, uma vez que o processo de nitrificação é estritamente aeróbico
e o oxigênio é um dos seus principais fatores reguladores (BOLLMANN & CONRAD, 1998).
Como a saturação de oxigênio se apresenta constante e alta ao longo de toda a bacia
hidrográfica, era esperada uma predominância de nitrato nesses corpos d’água.
Os valores de nitrato apresentam um padrão distinto entre os rios da bacia
hidrográfica do rio Tijuipe. Enquanto que o rio Tijuipe apresenta suas maiores médias nos
pontos a montante (pontos T1 e T2), no rio Tijuipinho esta se dá no ponto a jusante (ponto
J3). O que poderia justificar esse elevado valor nas nascentes do Tijuipe é a contribuição de
nitrato recebido pelas águas subterrâneas, oriundos da decomposição da matéria orgânica no
solo associados aos períodos de seca. Estas nascentes nos meses de setembro a novembro,
33
meses mais secos, apresentaram uma redução significativa na quantidade de água e um
aumento na concentração de nitrato (chegando a 19,36 e 28,97 µM para os pontos T1 e T2,
respectivamente). Com isto a entrada de água subterrânea nestes dois pontos pode exercer
uma influencia maior do que nos demais pontos, aumentando, assim a concentração de nitrato
na água. Resultados similares foram encontrados por Andrade (2008) na região de Ubatuba-
SP e Leite (2004) nos rios da bacia hidrográfica do Ji-Paraná que também sugeriram a
contribuição da água subterrânea para o aumento dos valores de nitrato na água. Tal
comportamento pode ser observado através da análise de componentes principais onde pode
ser verificado que os pontos a montante de cada rio (T1, T2, T3 e J1), para ambas as estações,
mostraram um padrão diferenciado dos trechos médio e final dos rios, sendo encontrados nos
quadrantes inferiores (quadrantes III e IV). Este gradiente espacial está associado ao eixo 1,
tendo como forças principais as variáveis NO3- e PO4
3-.
O rio Tijuipinho, assim como o rio Tijuipe, apresentou maior concentração de mata
preservada nos pontos a montante. Estes pontos do Tijuipinho (J1 e J2), apresentaram o
mesmo comportamento verificado por Marques (2004), em estudo realizado no rio Piraquara,
segundo o qual existe uma influência da zona ripária na retenção do nitrato. Isto explicaria as
menores concentrações de nitrato nos pontos a montante, onde a mata se mantêm preservada.
O íon amônio apresentou baixos valores ao longo de todos os pontos, não
ultrapassando 5 µM. Esta baixa concentração de NH4+ é característica das microbacias com
pequeno impacto antrópico, sendo observadas em diversos trabalhos realizados em
microbacias tropicais com condições similares (NEILL et al., 2001; GROPPO, 2010; SILVA
et al. 2012). Isto pode estar relacionado à assimilação biológica e adsorção ao sedimento e em
menor proporção aos processos de nitrificação, além do fato de existir um maior aporte de
NO3- para a água do rio, em relação ao NH4
+ (PETERSON et al., 2001).
Os pontos que apresentaram os maiores valores médios do íon amônio foram os
pontos T5 e P1 (4,1 e 3,6 µM). Apesar do ponto P1 estar localizado em uma área mais
urbanizada, o que poderia explicar o aumento da quantidade deste nutriente, não é o que está
acontecendo, uma vez que ele apresenta valores muito abaixo da maioria dos pontos em
alguns meses amostrados. Este maior valor médio obtido para os pontos T5 e P1 está
relacionado com os valores obtidos nos últimos meses de coleta (junho e julho), que foram
maiores em relação aos demais pontos, como pode ser observado pelo elevado desvio padrão
encontrado nestes dois pontos. Isto possivelmente está relacionado com a precipitação
34
ocorrida nos meses anteriores (abril e maio), as maiores precipitações do ano, que carregou
grande quantidade do íon amônio das margens para o rio, sendo que este aumento foi mais
perceptível nos meses seguintes, quando a precipitação foi menor.
Os valores de fosfato não ultrapassaram 0,25 µM estando dentro da faixa sugerida por
Allan (1995) para riachos não poluídos (0,28 μM). Segundo Siqueira e Franco (1988), nos
solos tropicais, o P retido ou fixado nas partículas do solo é distribuído para Al, Fe e em
menor quantidade Ca, antes desse ser lixiviado, influenciando na disponibilidade de fosfato
no ambiente. Para Horbe et al. (2005), além de este íon possuir baixa mobilidade facilitando
sua combinação com o alumínio e sua precipitação, outro fator que influencia sua quantidade
na água é a quantidade deste íon nas rochas.
Também pode ser observada uma redução de fosfato no sentido montante-jusante para
os pontos do rio Tijuipe. Payne (1986) argumenta que isto é devido à rápida incorporação de
fosfato pelas comunidades aquáticas. Esta mesma situação de redução dos valores de PID nos
pontos mais a jusante também foi observada por Souza (2009) sendo associada à assimilação
desse nutriente pelos organismos.
A concentração de silicato foi menor nos pontos a montante, quando comparado aos
demais trechos do rio, sendo isso mais evidente para o rio Tijuipinho. A sílica dissolvida
presente nos rios possui como principal origem o intemperismo das rochas, um processo que é
intensificado por altas temperaturas, umidade e vegetação ativa (CONLEY, 2002;
MARQUES, 2004; HUMBORG et al., 2006). Esta concentração pode estar relacionada à
vegetação nativa presente nas margens dos pontos, uma vez que os pontos a jusante de cada
rio apresentam menor quantidade de mata preservada quando comparados aos pontos à
montante, e este fator estaria influenciando no aumento da quantidade de silicato nos pontos a
jusante. Resultado semelhante também foi encontrado por Marques et al. (2003) no Rio
Piraquara, que revelou um considerável incremento nas concentrações de silicato após o rio
atravessar áreas onde a vegetação foi retirada.
A razão NID:PID se apresenta superior ao que seria esperado em todos os pontos,
sendo os pontos que mais se aproximaram desta razão, de 16:1, foram os pontos J1, J2 e o T3.
Souza (2009), em seu trabalho realizado na REBIO de Una encontrou valores da razão
NID:PID variando de 5 a 50, apresentando menores concentrações de nitrato nos pontos de
cabeceira e maiores concentrações nos trechos médio e final, justificando isto devido a um
incremento de nitrato e redução de fosfato ao longo dos pontos. Neste trabalho a relação
35
NID:PID variou de 22 a 119, com os menores valores sendo igualmente obtidos nos pontos a
montante de cada rio, com exceção aos pontos T1 e T2 do rio Tijuipe, devido a elevada
concentração de nitrato proveniente de água subterrânea. Este alto valor obtido indica que
todos os pontos analisados na bacia hidrográfica do rio Tijuipe apresentam uma quantidade
muito inferior de fosfato em comparação com o que seria esperado para esta relação.
A razão Si:NID apresenta a maioria dos valores acima do que seria esperado para a
razão 16:16, provavelmente devido a uma maior disponibilidade de silicato em comparação
com o N. Padrão similar foi observado nos rios da Baía de Paranaguá e das Laranjeiras –
Paraná, que apresentou os valores variando entre 3,2 e 27,5, possivelmente por existirem
fontes significativas de silicato neste ambiente, como o intemperismo das rochas (ROSA,
2010).
A Figura 12 estabelece uma relação entre NID e clorofila-a e PID e clorofila-a para
cada um dos pontos, sendo que não foi observada uma relação positiva entre estes nutrientes.
Através da regressão polinomial para estas relações, foi observado que o nitrogênio influencia
10,5% da quantidade total de clorofila-a, e que o fosfato influencia apenas 4,1% dos valores
de clorofila-a. Isto indica que existem outros fatores atuando como limitantes nestes pontos,
como por exemplo, a temperatura, a radiação fotossinteticamente ativa, a velocidade da
corrente, a variação do nível da água e a disponibilidade de carbono inorgânico (CAMARGO
et al., 2003). Para Sperling (2001) ambas as grandezas estão diretamente relacionadas, já que
quanto maior a disponibilidade do nutriente maior será também o crescimento de algas e
plantas. No entanto em ambientes tropicais, onde a assimilação de nutrientes é bastante mais
intensa, da mesma forma que a sua perda, esta relação não é usualmente exponencial, como
reportado em climas temperados (SPERLING, 2001).
O ponto P1 possui uma característica diferente dos demais pontos, uma vez que
apresenta uma quantidade de clorofila-a superior aos demais (Figura 12). Segundo Rego e
Possamal (2006), a disponibilidade de luz constitui um dos fatores críticos para o
desenvolvimento dos organismos fotossintetizantes. Cosby et al. (1984) também aborda que a
radiação fotossintética é essencial à produção primária por controlar a fotossíntese, sendo
diretamente proporcional. Este fator pode explicar a maior quantidade de clorofila-a
encontrada no ponto P1, uma vez que neste ponto há a ausência de mata ciliar.
36
Por outro lado, a clorofila-a apresentou uma relação diretamente proporcional com
total de sólidos em suspensão (TSS) (r2=0,80) (Figura 13). Os pontos T2 e J1 são os que
apresentam menor valor de TSS e de clorofila-a, e o maior foi obtido para o ponto P1. Isso
pode ser explicado pelo fato de que a concentração de TSS presente na água não está
interferindo na produção de clorofila-a do ambiente, e esta, por sua vez, funciona como um
incremento na quantidade final de TSS Mesmo padrão foi observado por Monteggia e Zancan
Filho (2001), que observaram que a produção de biomassa algal corresponde a acréscimos na
concentração de sólidos suspensos na lagoa da ETE Vila Esmeralda. Outros trabalhos
realizados em lagoas também mostraram este mesmo resultado como Luduvice et al. (2001) e
Nascimento (2001), sendo que trabalhos desta natureza são muito mais frequentes em lagoas,
devido à baixa concentração de clorofila-a obtida em rios de pequeno porte. Entretanto,
estudos como o de Merello et al. (2009), demonstram que o TSS influencia nas concentrações
de clorofila-a em função da redução da camada fótica no córrego do Cedro (SP).
0
4
8
12
16
0 2 4 6 8 10 12
NID
(m
M)
Clor-a (mgL-1)
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
0
0,1
0,2
0,3
0 2 4 6 8 10 12
PID
(m
M)
Clor-a (mgL-1)
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
T1
T2
T3 T4
T5
T6
T7
J1
J2
J3
P1
T1
T2
T3 T4
T5
T6
T7
J1
J2
J3
P1
Figura 12: Relação entre os valores médios de clorofila-a e NID (a) e entre clorofila-a e fosfato (b) ao longo dos
pontos de coleta.
37
Os íons maiores apresentaram uma concentração com a seguinte ordem de grandeza
para a bacia hidrográfica do rio Tijuipe: para os cátions = Na+ > Mg
2+ > Ca
2+ > K
+; para os
anions = Cl- > HCO3
- > SO4
2-. Para Vieira et al. (2005) a diferença na composição das águas
mundiais, com relação ao conteúdo iônico, refere-se basicamente às concentrações de Ca2+
,
HCO3- e Na
+. Na América do Sul e Austrália, por exemplo, a água é pobre nesses íons e a
ordem de dominância para os cátions geralmente é Ca2+
> Na+ > Mg
2+ > K
+, e para os ânions
Cl- > SO4
2- > HCO3
-, comuns à drenagem de rochas ígneas (GIBBS, 1970). Cole (1983) e
Wetzel (1991) mostram que a tendência mundial obedece à ordem Ca2+
> Mg2+
> Na+ > K
+.
No entanto, esta sequência pode sofrer alterações em decorrência de características da bacia
de drenagem, da composição dos sedimentos aquáticos e da climatologia local (SPERLING,
2001). Drever (1997) ainda enfatiza que a composição física e química das águas subterrâneas
reflete na mobilidade e solubilidade dos elementos envolvidos no processo de intemperismo
com o Na+, o Ca
2+ e o Mg
2+ apresentando maior mobilidade nos sistemas terrestres e liberados
rapidamente durante o processo de intemperismo.
A análise da PCA mostrou que o ponto T2 (cheia e seca) é distinto dos demais, pois
apresenta o menor valor para o eixo 1, sendo influenciado negativamente pelo Ca+,
condutividade e clorofila-a. Isto ocorreu devido a este ponto apresentar os menores valores
para estas três variáveis, em relação aos demais pontos amostrados, independente de ser na
estação seca ou chuvosa.
0
1
2
3
4
0 2 4 6 8 10 12
TSS
(mgL
-1)
Clor-a (mgL-1)
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
T1
T2
T3 T4
T5
T6
T7
J1
J2
J3
P1
Figura 13: Relação entre TSS e clorofila-a ao longo dos pontos de coleta.
38
As concentrações dos íons Cl- e Na
+ foram superiores aos demais íons avaliados na
bacia hidrográfica do rio Tijuipe. O íon cloreto, nas águas doces não contaminadas, pode ser
derivado da dissolução de rochas evaporíticas ou de aerossóis produzidos pela evaporação
oceânica, que é a forma mais comum, chegando às águas fluviais pela precipitação direta das
chuvas, pelo escoamento superficial ou pela lixiviação das águas de infiltração do solo
(SANTOS et al., 1984; CARVALHO, 1995; GAILLARDET et al., 1997).
A razão Na/(Na+Ca) pode ser utilizada para verificar a predominância de
mecanismos de intemperismo rochoso ou de aportes atmosférico aos corpos d’água
(DREVER, 1997). Quando a razão se aproxima de 1 a chuva é a principal fonte de sais para
as águas dos rios, e quando a razão diminui o mecanismo regulador é o intemperismo das
rochas pela água subterrânea. O maior valor observado para essa razão foi 0,95 no ponto T2 e
o menor foi 0,89 no ponto J3, tendo o rio Tijuipe uma média de 0,92, o rio Tijuipinho de 0,90,
e o rio Pancadinha o valor de 0,91. Desse modo, provavelmente, o mecanismo regulador da
composição química da bacia hidrográfica do rio Tijuipe é a água da chuva. Isto é abordado
por Lewis Jr. (1981) segundo o qual a precipitação é uma das principais fontes de nutrientes e
íons para ecossistemas aquáticos e terrestres, sendo que a natureza de seus constituintes
químicos depende da fonte, da direção dos ventos, da proximidade do mar e das atividades do
uso do solo.
A razão Cl/Na no presente trabalho apresentou um valor médio para a bacia
hidrográfica de 1,09 ± 0,12. Esta razão média quando comparada com a razão da água do mar
(1,17) indica ou um excesso de Na+, que pode ser oriundo de fontes continentais (BERNER &
BERNER, 1987) ou um déficit de Cl-. Resultados semelhantes ao encontrado neste trabalho
foram obtidos para o Rio Cachoeira, no sul da Bahia (ARAUJO, 2011), e nas regiões do
estado do Paraná (FLUES et al., 2002), para o sítio urbano na bacia hidrográfica de Guaíba
(MIGLIAVACCA et al., 2005) e para a região metropolitana do Rio de Janeiro (MELLO,
2001).
Vale ressaltar que o ponto T1 apresentou valor para esta razão de 1,19 ± 0,76. Este
elevado valor encontrado em pontos distantes da costa também foi observado por Araujo
(2011) e Andreae et al. (1990), em trabalhos realizados no sul da Bahia e na Amazônia, sendo
que isto ocorre devido a composição da deposição atmosférica poder sofrer influência de
fontes marinhas por vários quilômetros no continente, a depender do regime de ventos e do
relevo da região.
39
Todos os ions maiores, com exceção do cálcio e do bicarbonato apresentaram
maiores valores nos meses de outubro e novembro, os meses de seca. Dentre estes ions, o
cloreto e o sulfato foram os que apresentaram maior variação entre os meses de cheia e seca.
Através da analise dos dados da PCA é possível perceber a existência de uma
separação temporal entre pontos, com os pontos de seca do lado direito e os de cheia no lado
esquerdo do gráfico. Este gradiente sazonal está associado ao eixo 2, e é influenciado
positivamente pelos íons maiores cloreto, sulfato e sódio e negativamente pelo bicarbonato e
pelo parâmetro abiótico OD%.
Essa correlação entre o período de seca e os íons maiores é devido aos elevados
valores encontrados para todos os íons, com exceção do cálcio e do bicarbonato, durante os
meses de outubro e novembro, os meses mais secos durante o período de coleta (Figura 10).
Essa relação, segundo Cameroon et al. (1995), já era esperada uma vez que as variações nas
vazões dos rios estão diretamente relacionadas as variações nas concentrações dos cátions e
ânions.
Resultados demonstrando a relação dos íons maiores com o período de seca também
foram encontrados em estudos realizados em regiões temperadas, por Markich & Brown
(1998) no rio Hawkesbury-Nepean (Austrália). Nessas bacias foi observada uma relação
inversa entre a vazão e as concentrações dos íons Cl-, Na
+, Mg
+, K
+ e SO4
-3, com o efeito
diluidor da água das chuvas, durante o período de cheia do rio. Da mesma forma, Jarvie et al.
(1997) encontraram maiores concentrações de íons dissolvidos em rios no Reino Unido
durante o período em que os mesmos se encontravam sobre o predomínio do fluxo de base. Já
em regiões tropicais, resultado semelhante ao presente estudo foi observado por Silva (2000)
que encontrou as maiores concentrações de Cl-, Na
+ e NO3
- no período de baixa vazão no rio
Paraíba do Sul, sendo esta variação temporal relacionada com a diluição do fluxo de base e
das fontes antropogênicas. Santos (2005), no Rio Salgado, encontrou o mesmo padrão sendo
as maiores concentrações de sódio, cálcio e magnésio encontradas nos meses menos
chuvosos.
Os meses de cheia, por sua vez, influenciaram fortemente a saturação de OD e o íon
bicarbonato. Resultado semelhante também foi encontrado por Oliveira et al. (2008) em seu
trabalho realizado na microbacia do Arroio Fundo – Paraná, que obteve os maiores valores de
oxigênio dissolvido nos meses de maior precipitação. Isto é corroborado por Von Sperling
(1996) e Costa (1998), que afirmam que a concentração de oxigênio dissolvido, em um curso
40
d’água natural, aumenta devido à absorção física do oxigênio da atmosfera por meio da
movimentação turbulenta sofrida pela água em escoamento, que é maior durante o período de
maior precipitação.
O bicarbonato apresenta uma distribuição diferente dos demais íons maiores,
apresentando um maior valor para a estação de cheia. Isto provavelmente ocorreu devido aos
valores obtidos nos meses mais secos estarem abaixo do limite de detecção do método
utilizado (50µM).
6.2 Fluxo de Nutrientes e Íons Maiores
Os valores dos fluxos na bacia hidrográfica do rio Tijuipe apresentaram a mesma
ordem de grandeza que a observada para a concentração dos íons, com exceção aos cátions
Mg+
e Ca2+
, que possuem sua ordem invertida para o fluxo (Tabela 4).
A partir do fluxo foi observado que a bacia hidrográfica do rio Tijuipe apresenta
maior contribuição para o mar dos íons cloreto e sódio e do nutriente, silicato, sendo que estes
elementos apresentaram maiores valores ao longo de toda a bacia hidrográfica (Tabela 4).
Quanto aos nutrientes, o maior valor do fluxo de NID para a bacia hidrográfica foi
obtido para o rio Tijuipe, devido aos pontos T1 e T2 apresentarem valores mais elevados de
nitrato, o que contribuiu para o aumento no valor final do fluxo deste rio (Tabela 4). Já
quando comparados os valores dos rios desta bacia com os outros rios, foi observado um
fluxo menor de NID no presente estudo (Tabela 5). O valor de NID em áreas preservadas
apresenta baixas concentrações quando comparados a áreas que sofreram algum tipo de
impacto, uma vez que não existe nenhuma forma de incremento destes nutrientes por origem
antrópica, principalmente sob as formas do íon amônio e do nitrito.
Os valores de fluxo de PID não variaram entre os rios da bacia hidrográfica do rio
Tijuipe devido a este nutriente apresentar baixos valores em todos os pontos amostrados
(Figura 7C). Esta pequena concentração é refletida no valor do fluxo, uma vez que este
nutriente apresenta o menor valor de fluxo para todos os rios da bacia hidrográfica do Tijuipe,
além de também apresentar menor quando comparado ao rio do Marapanim (Tabela 5). Já o
valor de silicato foi maior no rio Tijuipinho, seguido do Tijuipe, sendo que o rio Pancadinha
apresentou valor inferior aos demais rios desta bacia. Isto é devido ao rio Pancadinha
41
apresentar o menor valor médio entre todos os pontos amostrados para este nutriente, como
pode ser observado na Figura 7D, acarretando no menor valor de fluxo.
A principal fonte dos íons Na+
e Cl- é a deposição seca e umida através do spray
marinho. Os rios Indaía e Marapanim apresentaram, respectivamente, os maiores valores de
fluxo de Na+
e Cl-
entre todos os rios analisados (Tabela 5). Isto aconteceu, provalvemente
porque estes rios apresentam uma maior proximadade com o mar, recebendo maior
quantidade de íons. Esta contribuição do mar para a bacia hidrografica do Tijuipe é mais
perceptivel para o rio Pancadinha, que apresenta o maior do íon Cl-, uma vez que dentre os
rios analisados ele é quem mais se aproxima do mar.
Comparando os íons entre os rios da bacia hidrográfica do rio Tijuipe apenas o
sulfato foi maior no rio Pancadinha, com todos os outros íons tendo seu maior fluxo obtidos
para o rio Tijuipinho (Tabela 5). A maior concentração de sulfato ao longo de todo o periodo
de coleta foi obtido para o rio Pancadinha. Isto, associado à reduzida área deste rio comparada
com as demais, resultou no maior fluxo para este rio. Já os demais íons maiores tiveram seu
maior valor de fluxo obtidos para o rio Tijuipinho. Isto indica que, mesmo este rio tendo uma
área de drenagem 37,9 % menor que a do rio Tijupe, ele apresenta uma maior presença de
íons ao longo do seu curso.
Já quando é analisado o fluxo dos rios desta bacia hidrografica com os demais
trabalhos analisados, pode ser observado que os rios Indaía e Marapanim apresentam maior
fluxo, com exceção do magnésio, para o rio Tijuipinho (Tabela 5). Isso aconteceu em
decorrencia da diferença na composição quimica do solo nos diferentes rios analisados e
principalmente devido os rios da bacia hidrografica do Tijuipe apresentar-se dentro de uma
área de proteção ambiental, com grande quantidade de mata preservada em seu entorno, a
qual interfere na quantidade de íons que são transportados para os rios.
Tabela 5: Fluxo dos nutrientes e íons maiores, em kg.ha
-1.ano
-1, para o os rios da bacia hidrográfica do rio
Tijuipe e comparação com outros trabalhos.
USO DO SOLO NID PID Si2O4 Na
+ Cl
- HCO3
- K
+ SO4
3- Mg
+ Ca
2+
R. Tijuipe* F.ombrófila 0,24 N.D. 2,1 21,5 32,5 10,8 1,2 5,0 3,4 3,9
R. Tijuipinho* F.ombrófila 0,19 0,01 2,5 35,6 25,5 20,3 2,2 4,2 6,9 7,5
R. Pancadinha* F.ombrófila/Urbanização 0,20 0,01 0,7 32,3 45,9 11,7 2,0 7,4 4,2 5,6
R. Indaiá1 F. ombrofila densa 3,20 - - 48,9 46,3 66,0 11,0 13,1 5,7 23,0
Rio em São Paulo2 Cerrado 0,20 - - 1,7 1,4 - 1,2 - 0,2 0,4
R. do Marapanim3 F. secundária densa 6,36 0,02 - 24,2 48,0 - 3,2 34,7 3,6 3,3
*Dados obtidos neste trabalho; 1. ANDRADE (2008); 2. SILVA et al. (2007); 3. BARROSO (2011)
42
7. CONCLUSÃO
O conjunto de dados levantados permite concluir que a vegetação de mata atlântica
localizada dentro da área do Parque Estadual da Serra do Conduru funciona efetivamente na
retenção dos nutrientes, impedindo que estes sejam lixiviados para os rios durante o periodo
de chuva. Além disso, os ions maiores apresentaram uma variação temporal, ao longo do
período de coleta, posuindo maior concentração nos meses mais secos, devido ao
intemperismo quimico das rochas e a entrada de água subterranea.
O rio Pancadinha, o único ponto ponto que possui a presença de residências em suas
margens onde foi detectado o lancamento direto de residuos solidos e liquidos, não
demonstrou diferença significativa com os demais pontos de coleta, para nenhuma das
variaveis analisadas, indicando que os impactos sofridos por este rio não foram suficientes
para alterar as caracteristicas bioquímicas da agua.
Os resultados da variação espacial dos nutrientes inorgânicos demonstraram que o
nitrato foi à forma predominante dentre o nitrogênio inorgânico dissolvido, com os pontos T1
e T2 apresentando os maiores valores para este nutriente. Os valores de silicato foram
menores nos pontos a montante de cada rio. Já o fosfato apresentou baixa concentração ao
longo de todos os pontos de coleta, sendo que de acordo com a razão de Redfield a bacia
hidrográfica do rio Tijuipe apresenta baixa concentração de fosfato em relação aos demais
nutrientes.
Para os íons maiores, não foi observado um padrão de aumento ou diminuição no
sentido montante-jusante, com os íons Cl- e Na
+ possuindo maior valor em todos os pontos de
coleta, e a água da chuva sendo o mecanismo regulador da composição química da bacia
hidrográfica.
Em relação à variação temporal, os pontos da bacia hidrográfica do rio Tijuipe
encontram-se divididos entre as estações, com os meses de seca sendo influenciados pelos
íons Cl-, Na
+ e SO4
3- e os meses de cheia com influencia do bicarbonato e do OD%.
A bacia hidrográfica do rio Tijuipe apresenta uma maior contribuição para o mar dos
íons Cl- e Na
+, e do nutriente Si2O4, sendo o rio Tijuipinho o rio que possui maior
contribuição de ions maiores no transporte destes elementos para o mar.
43
8. REFERÊNCIAS
AGUIAR, A. P. et al. Os corredores Central e da Serra do Mar na Mata Atlântica Brasileira.
In: Belo Horizonte: Conservation International do Brasil e Fundação SOS Mata Atlântica.
2005. IN: GALINDO-LEAL, C.; CÂMARA, I. G. (Eds.), Mata Atlântica Biodiversidade,
Ameaças e Perspectivas. Belo Horizonte: Fundação SOS Mata Atlântica e Conservação
Internacional, 2005. p. 119-132.
ALLAN, J. D. Stream ecology Structure and fuction of running waters. London: Chapman &
Hall, 1995. 338 p.
ALVES, H. S. R., Identificação de bioindicadores e planejamento de mini corredores
ecológicos na área de proteção ambiental costa de Itacaré/Serra Grande, Bahia, 2007.127 f.
Dissertação (Programa de Pós Graduação em Desenvolvimento Regional e Meio Ambiente) –
Universidade Estadual de Santa Cruz, Ilhéus. 2007.
ANDERSON, K. A.; DOWNING, J. A. Dry and wet atmospheric deposition of nitrogen,
phosphorus and silicon in an agricultural region. Water, Air, and Soil Pollution, v. 176, p.
351-374, 2006.
ANDRADE, T. M. B. Estudo espaço-temporal da distribuição das formas dissolvidas de
nitrogênio e carbono em microbacias da Mata Atlântica. 2008. 102f. Dissertação (Ecologia
Aplicada) - Escola Superior de Agricultura “Luiz de Queiroz”, Piracicaba, 2008.
ANDRADE, T. M. B. et al. Dynamics of dissolved forms of carbon and inorganic nitrogen in
small watersheds of the Coastal Atlantic Forest in Southeast Brazil. Water, Air, and Soil
Pollution, v. 214, p. 393-408, 2011.
ANDREAE, M. O. et al. Precipitation chemistry in central Amazonia. Journal of Geophysical
Research, v. 95, n. D10, p. 16987-16999, 1990.
ARAUJO, T. G. Deposição atmosférica total de nitrogênio e íons maiores no trecho inferior
do Rio Cachoeira, Sul da Bahia – Brasil. 2011. 89 f. Dissertação (Programa de Pós-graduação
em Sistemas Aquáticos Tropicais) - Universidade Estadual de Santa Cruz, Ilhéus. 2011
ARCOVA, F. C. S.; CICCO, V. Balanço dos nutrientes Ca+2
, Mg+2
, Na+l
, K+1
e NO3-1
em
bacia hidrográfica experimental com vegetação natural do Parque Estadual da Serra do Mar –
núcleo cunha – SP. IPEF, Piracicaba, n. 31, p. 61-67, 1985.
ARCOVA, F. C. S.; CICCO, V. Water quality in small watersheda with different land uses in
Cunha regional, State of São Paulo. Scientia Florestalis, Piracicaba, n. 56, p. 125-134, dez.
1999.
ASMAR, S. R.; ANDRADE, M. P. Geografia da Microrregião Cacaueira. Itabuna – BA:
Comissão Executiva do Plano da Lavoura Cacaueira – CEPLAC, 1977. 120p.
44
BALLESTER, M. V. et al. Effects of increasing organic matter loading on the dissolved O2,
free dissolved CO2 and respiration rates in the Piracicaba River Basin, Southeast Brazil.
Water Resource, v. 33, n. 9, p. 2119 – 2129, 1999.
BALLESTER, M. V. R. et al. A remote sensing/GIS-based physical template to understand
the biogeochemistry of the Ji-Parana river basin (Western Amazonia). Remote Sensing of
Environment, Amsterdam, v. 87, n. 4, p. 429–445, 2003.
BARROSO, D. F. R. Fluxos hidrogeoquímicos em águas fluviais de microbacias do nordeste
paraense e a sua relação com o uso da terra. 2011. 122f. Dissertação (Pós-Graduação em
Ciências Ambientais) - Instituto de Geociências, Universidade Federal do Pará, Belém, 2011.
BAUMGARTEN, M. G. Z.; POZZA, S. A. Qualidade de Águas. Descrição de Parâmetros
Químicos referidos na Legislação Ambiental. Rio Grande: Editora da FURG, 2001. 166 p.
BEM, C. C. Determinação do estado de eutrofização de um lago raso: estudo de caso do lago
Barigui – Curitiba. 2009. 129f. Dissertação (Pós-Graduação em Engenharia de Recursos
Hídricos e Ambiental) - Universidade Federal do Paraná, Curitiba, 2009.
BERNER, E. K.; BERNER, R. A. The Global Water Cycle: Geochemistry and Environment.
Cap. 3: Rainwater and Atmospheric Chemistry. New Jersey: Prentice-Hall, Inc, Englewood
Cliffs, 1987. 396 p.
BOYER, E. W. et al. Anthropogenic nitrogen soucers an relationships to riverine nitrogen
export in the northeastern USA. Biogeochemistry, v. 57-58, p. 137-169, 2002.
BRASIL, Decreto Nº 2186 DE 07 DE JUNHO DE 1993. Dispõe sobre a criação da Área de
Proteção Ambiental da Costa de Itacaré/Serra Grande.
BRASIL, Ministério do Meio Ambiente – CONAMA Conselho Nacional do Meio Ambiente.
Resolução nº 357 de 17 de março de 2005.
BRASIL 1994 Conselho Nacional de Meio Ambiente – CONAMA. Resolução nº 005, de 4 de
maio de 1994. Define vegetação primária e secundária nos estágios inicial, médio e avançado
de regeneração da Mata Atlântica. Diário Oficial da União de 30/05/1994
BRZEZINSKI, M. A., The Si:C:N ratio of marine diatoms: interspecific variability and the
effect of some environmental variables. Journal of Phycology, v. 21, p. 347–357, 1985.
CAMARGO, A. F. M.; PEZZATO, M. M.; HENRY-SILVA, G. G. Fatores limitantes à
produção primária de macrófitas aquáticas. In: THOMAZ, S. M.; BINI, L. M. (Eds.),
Ecologia e manejo de macrófitas aquáticas. Maringá: EDUEM, 2003. p. 85-126.
CAMPBELL, I. B.; CLARIDGE, G. G. C. Antarctica: soils, weathering processes and
environment. Amsterdam: Elsevier, 1987. 368 p.
45
CAMPBELL, J. L. et al. Input-output budgets of inorganic nitrogen for 24 forest watersheds
in the northeastern united states: A review. Water, Air, and Soil Pollution, v.151, p. 373-396,
2004.
CARMOUZE, J. P. O Metabolismo dos Ecossistemas Aquáticos - Fundamentos teóricos,
métodos de estudo e análises químicas. São Paulo: Edgard Blücher – FAPESP. 1994. 253 p.
CARVALHO, I. G. Fundamentos da geoquímica dos processos exógenos. Salvador: Bureau
Gráfica e Editora Ltda, 1995. 213 p.
CERETTA, M. C. Avaliação dos aspectos da qualidade da água na sub-bacia hidrográfica
do arroio cadena - município de Santa Maria – RS. 2004. 154f. Dissertação (Pós-Graduação
em Engenharia Civil) - Universidade Federal de Santa Maria, Rio Grande do Sul, 2004.
CHARLEY, J. L.; RICHARDS, B. N. Nutrient Allocation in Plant Communities: Mineral
Cycling in Terrestrial Ecosystems. In: LANGE, O. L. et al. (eds.) Physiological Plant
Ecology IV: ecosystem processes, mineral cycling, productivity and man’s influence.
Springer-Verlag, v. 12, 1983. p. 5-45.
CHRISTOFOLETTI, A. Geomorfologia. São Paulo: Edgar Blucher Ltda, 1980. 188 p.
CLAIR, T. A., POLLOCK, T. L., EHRMAN, J. M., Exports of carbon and nitrogen from
river basins in Canada’s Atlantic Provinces. Global Biogeochemistry Cycles, v. 8, n. 4, p.
441-450, 1994.
COIMBRA, R.; ROCHA, C. L.; BEEKMAN, G. B. Recursos hídricos: conceitos, desafios e
capacitação. Brasilia: ANEEL, 1999. 78 p.
COLE, G. A. Textbook of limnology. 3. ed. London: C.V. Mosby Company, 1983. 401 p.
CONLEY, D. J. Terrestrial ecosystems and the global biogeochemical silica cycle. Global
Biogeochemical Cycles, v. 16, n. 4, p. 1121, 2002.
COSBY, B. J.; HORNBERGER, G. M.; KELLY, M. G. Identification of photosynthesis-light
models for aquatic systems: II. Application to a macrophyte dominated stream, Ecological
Modeling, v. 23, p. 25-51, 1984.
COSTA, O. S. Contribuição à metodologia para determinação indireta do coeficiente de
reaeração dos escoamentos naturais da água com emprego do método da sonda solúvel.
1998. 187 f. Tese (Doutorado) - Universidade de São Carlos-USP/Escola de Engenharia de
São Carlos-EESC, Departamento de Hidráulica e Saneamento, São Carlos. 1998.
DANELON, O. M.; MOREIRA-NORDEMANN, L. M. Ocorrência natural e antropogênica
de Cl-, Na
+, NO3
-, NH4
+ e SO4
2- na Bacia do Rio Quilombo – (Cubatão – SP). Revista
Brasileira de Geociências, v. 21, n. 1, p. 96-101, 1991.
DANIEL, M. H. B. et al. Effects of urban sewage on dissolved oxygen, dissolved inorganic
and organic carbon, and electrical conductivity of small streams along a gradient of
46
urbanization in the Piracicaba River basin. Water, Air and Soil Pollution, v. 136, p. 189-206,
2002.
DE MELLO, W. Z. Variabilidade na composição química da água da chuva durante a
precipitação. Ciências e Cultura, v. 40, n. 10, p. 1008-1011, 1988.
DE PAULA, F. C. F.; MOZETO, A. A. Biogeochemical evolution of trace elements in
pristine wathersed in the Brasilian, southeastern coastal region. Applied Geochemistry, v. 16,
p. 1139-1151, 2001.
DEPETRIS, P. J. et al. Biogeochemical output and typology o Rivers draining Patagonia’s
Atlantic Seaboard. Journal of Coastal Research, Lawrence, v. 21, n. 4, p. 835-844, Jul. 2005.
DEVOL, A. H. et al. Seasonal variation in chemical distributions in the Amazon (Solimões)
River: A multiyear time series. Global Biogeochemical Cycles, v.9, p.307-328, 1995.
DREVER, J. I. The carbonate system and pH control. IN: DREVER, J. I. The geochemistry of
natural waters: surface and groundwater environments. 3. ed. Englewood Cliffs: Prentice
Hall, 1997, p. 41-68.
ESTEVES, F. A. Fundamentos de Limnologia. 3. ed. São Paulo: Interciência, 2011. 826 p.
FLUES, M. et al., Evaluation of the rainwater acidity of a rural region due to a coal‐fired
power plant in Brazil. Atmospheric Environment, v. 36, p. 2397‐2404, 2002.
GAILLARDET, J. et al. Chemical and physical denudation in the Amazon river basin.
Chemical Geology, v. 142, p. 141-173, 1997.
GALLOWAY, J. N. et al. The Nitrogen Cascade. BioScience, Washington, v. 53, n. 4, p. 341-
356, 2003.
GERMER et al., Implications of long-term land-use change for the hydrology and solute
budgets of small catchments in Amazonia. Journal of Hydrology, v. 364, p. 349–363, 2009.
GIBBS, J. R. Mechanisms controlling world water chemistry. Science. v. 170, p. 1088 – 1090,
1970.
GRASSHOFF, K; EHRARDT, M.; KREMLING, K. Methods of seawater analysis
Wheinhein, Verlag Chermie, 1983. 419 p.
GROPPO, J. D. Caracterização hidrológica e dinâmica do nitrogênio em uma microbacia
com cobertura florestal (Mata Atlântica) no Parque Estadual da Serra do Mar, núcleo Santa
Virgínia. 2010. 80f. Tese (Doutorado em Ciências) – Centro de Energia Nuclear na
Agricultura da Universidade de são Paulo. Piracicaba, 2010.
GUEDES, F. B.; SEEHUSEN, E. Pagamentos por Serviços Ambientais na Mata Atlântica:
lições aprendidas e desafios. Brasília: MMA, 2011. 280 p.
47
HORBE, A. M. C. et al. Contribuição à hidroquimica de drenagens no Município de Manaus
– AM. Acta Amazonica, v. 35, n. 2, p. 119–124, 2005.
HREN, M. T. et al. Major ion chemistry of the Yarlung Tsangpo–Brahmaputra river:
Chemical weathering, erosion, and CO2 consumption in the southern Tibetan plateau and
eastern syntaxis of the Himalaya. Geochimica et Cosmochimica Acta, v. 71, p. 2907-2935,
2007.
HUMBORG, C. et al. Decreased silica land–sea fluxes through damming in the Baltic Sea
catchment: significance of particle trapping and hydrological alterations. Biogeochemistry, v.
77, p. 265–281, 2006.
IBGE. Manual Técnico da Vegetação Brasileira. Rio de Janeiro: DEDIT/CCDI, 1993. (Série
Manuais Técnicos em Geociências. v. 1).
JARVIE, H. P. et al. Major ion concentrations and the inorganic carbon chemistry of the
Humber rivers. Science of the Total Environment, v. 194, p. 285-302, 1997.
JUNK, W. J. et. al. The flood-pulse concept in river-floodplain systems. In: DODGE. D. P.
(ed.) Proceedings of the International Large Rivers Symposium. Canadian Fisheries and
Aquatic Sciences. Special Publication. v. 106, p. 110-127, 1989.
KAMISAKO et al. Seasonal and Annual Fluxes of Inorganic Constituents in a Small
Catchment of a Japanese Cedar Forest near the Sea of Japan. Water, Air, and Soil Pollution,
v. 195, p. 51–61, 2008.
KRUSCHE, A. V. et al. Efeitos das mudanças do uso da terra na biogeoquímica dos corpos
d'água da bacia do rio Ji-Paraná, Rondônia. Acta Amazonica, Manaus, v. 35, n.
2, April/June 2005.
LAMPARELLI, M. C. Grau de trofia d’água do estado de São Paulo: Avaliação dos
Métodos de Monitoramento. 2004. 191 f. Tese (Doutorado em Ecossistemas Terrestre e
Aquáticos) - Universidade de São Paulo, São Paulo. 2004.
LEITE, N. K. A biogeoquímica do rio Ji-Parana, Rondônia. 2004. 62 f. Dissertação
(Mestrado em Ecologia de Agroecossitemas) - Escola Superior de Agricultura “Luiz de
Queiroz”, Universidade de São Paulo, Piracicaba. 2004.
LEMOS, C. A. Qualidade da água de uma bacia hidrográfica inserida na reserva da biosfera
da mata atlântica, maniqué, rio grande do sul, Brasil. 2003. 104f. Dissertação (Pós-
graduação em ecologia) - Instituto de Biociências. Universidade Estadual do Rio Grande do
Sul, Porto alegre. 2003.
LESACK, L. F. W., MELACK, J. M., Mass balance of major solutes in a rainforest catchment
in the Central Amazon: implications for nutrient budgets in tropical rainforests.
Biogeochemistry, v. 32, p. 115–142, 1996.
48
LEWIS, E.; WALLACE, D. W. R. Program Developed for CO2 System Calculations.
ORNL/CDIAC- 105. Carbon Dioxide Information Analysis Center, Oak Ridge National
Laboratory, U.S. Department of Energy, Oak Ridge, Tennessee. 1998.
LEWIS, Jr., W. M. Precipitation Chemistry and Nutrient Loading by Precipitation in a
Tropical Watershed. Water Resources Research, v. 17, n. 1, p. 169-181, 1981.
LEWIS, W. M. J. et al. Nitrogen yields from undisturbed watersheds in the Americas.
Biogeochemistry, v. 46, p. 149-162, 1999.
LEWIS, W. M. J. Yield of nitrogen from minimally disturbed watersheds of the United
States. Biogeochemistry, v. 57, p. 375–385, 2002.
LIKENS, G. E. Biogeochemistry of inland waters. New York: Elsevier, 2010. 745 p.
LIKENS, G. E.; BORMANN, F. H. Biogeochemistry of a forested ecosystem. 2. ed. New
York: Springer-Verlag, 1995. 159p.
LOWE-McCONNELL, R. H. L. Ecological Studies in Tropical Fish communities. Sidney:
Combridge University Press, 1987. 382 p.
LUCIO, M. Z. T. Q. L. Biogeoquímica do Rio Cachoeira, Bahia, Brasil. 2010. 38f.
Dissertação (Pós-graduação em Sistemas Aquáticos Tropicais) - Universidade Estadual de
Santa Cruz. Bahia. 2010
LUDUVICE, M. L. et al. Sólidos suspensos como indicador da densidade de algas em lagoas
de estabilização. IN: CONGRESSO BRASILEIRO DE ENGENHARIA SANITÁRIA E
AMBIENTAL, 21., 2001, João Pessoa. Resumos... Washington: BVSDE, 2001. p. 8.
MAIER, M. H.; TAKINO, M., VIEIRA, M. S. Íons dominantes na microbacia do Córrego
Salto Grande 22º09’S e 48º19’W, Dourado, SP, Brasil. Boletim do Instituto de Pesca, São
Paulo, v. 23, n. único, p. 55-68, 1996.
MARGALEF, R. Limnologia. Barcelona: Omega. 1983. 1010 p.
MARKICH, S. J.; BROWN, P. L. Relative importance of natural and anthropogenic
influences on the fresh surface water chemistry of the Hawkesbury-Nepean River, south-
eastern Australia. Science of the Total Environment, v. 217, p. 201-230, 1998.
MARMOS, J. L. Diagnóstico hidrogeoquímico do distrito agropecuário da Suframa,
município de Manaus e Rio Preto da Eva (AM). 2007. 153f. Dissertação (Pós-graduação em
Geociências) – Instituto de Ciências Exatas, Universidade Federal do Amazonas. Manaus.
2007
MARQUES, P. H. C. Integração entre Ecologia de Bacias Hidrográficas e Educação
Ambiental para a conservação dos rios da Serra do Mar no Estado do Paraná. 2004. 189 f.
Tese (Doutorado em Ecologia e Recursos Naturais) – Universidade Federal de São Carlos,
São Carlos. 2004.
49
MARQUES, P. H. C.; OLIVEIRA, H. T.; MACHADO, E. C. Limnological study of
Piraquara River (upper Iguaçu basin): spatiotemporal variation of physical and chemical
variables and watershed zoning Brazilian Archives of Biology and Technology an
International Journal, Curitiba, v.46, n. 3, p. 383-394, June 2003.
MARTINELLI, L. A. et al. Dissolved nitrogen in virers: comparing pristine and impacted
regions of Brazil. Brazilian Journal of Biololy, v. 70, p. 709- 722, 2010.
MEDEIROS, P. R. P. Aporte fluvial, transformação e dispersão da matéria em suspensão e
nutrientes no estuário do Rio São Francisco, após a construção da Usina Hidroelétrica do
Xingó (AL/SE). 2003. 184f. Tese (Doutorado em Geociências) - Universidade Federal
Fluminense, Niterói, RJ, 2003.
MELLO, W. Z. Precipitation Chemistry in the Coast of the Metropolitan Region of Rio de
Janeiro, Brazil, Environmental Pollution, v. 114, p. 235-42, 2001
MELO, A. A. O.; SILVA, L. F.. Solos da faixa litorânea Itacaré – Camamu, Bahia. Ilhéus,
Centro de Pesquisa do Cacau – CEPEC – CEPLAC, 1971. 31p. (Boletim Técnico)
MERELLO, A. B.; IMAI, N. N; ARAÚJO, R. R. Monitoramento da qualidade da água –
estudo de caso: Córrego do Cedro. In: XXI CONGRESSO DE INICIAÇÃO CIENTIFICA
DA UNESP, 2009, São José do Rio Preto.
MEYBECK, M. Global analysis of river systems: from Earth system controls to
Anthropocene syndromes. Philosophical Transactions of the Royal Society of London Series
B-Biological Sciences, v. 358, p. 1935-1955, 2003
MIGLIAVACCA, D. et al, Atmospheric precipitation and chemical composition of an urban
site, Guaiba hydrographic basin, Brazil. Atmosphere Environmental, v. 39, p. 1829–1844,
2005.
MILLIMAN, J. D & MEADE, R. H. World-wide delivery of river sediment to the oceans.
Journal Geology, v. 91, p. 1-21, 1983.
MILLIMAN, J. D. Flux and fate of fluvial sediment and water in coastal seas. In:
MANTOURA, R. F. C..; MARTIN, J.-M.; WOLLAST, R. (Eds) Ocean Margin Processes in
Global Change: report of the Dahlem Workshop on Ocean Margin Processes in Global
Change. Wiley-Blackwell, 1991. p. 60-90.
MILLIMAN, J. D. River inputs. In: STEELE, J. H.; THORPE, S. A.; TUREKIAN, K. K.
(Eds) Encyclopedia of ocean sciences. Academic press, 2001. p. 2419-2427.
MINELLA, L. Índice de qualidade da água ao longo de rios e ribeirões: Município de
Brusque. 2005. 119f. Dissertação (Programa de Pós-Graduação em Engenharia Química) -
Universidade Federal de Santa Catarina, Florianópolis. 2005
50
MONTEGGIA, L. O.; ZANCAN-FILHO, L. C. Remoção de algas de lagoas de alta taxa por
filtração biológica para pós-tratameto de reatores anaeróbios. Instituto de Pesquisas
Hidráulicas/UFRGS - Pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios, 103-110 p.
(Coletânea de Trabalhos 104 Técnicos – Volume 2) 2001.
MOREAU, M. S. Planejamento do uso da terra na zona tampão do Parque Estadual da
Serra do Conduru no Litoral Sul da Bahia. 2003. 89f. Tese (Doutorado) - Universidade
Federal de Viçosa,Viçosa, 2003
MORREL, J. M.; CORREDOR, J. E. Sediment Nitrogen Trapping in a Mangrove Lagoon.
Estuarine, Coastal and Shelf Science, v. 37, p. 203-212, 1993.
MOTA, S. Preservação e conservação de recursos hídricos. 2. ed. Rio de Janeiro: ABES,
1995. 187 p.
MYERS, N. et al. Biodiversity hotspots for conservation priorities. Nature, v. 403, p. 853–
858, 2000.
NASCIMENTO, J. R. S. Lagoas de alta taxa de produção de algas para pós-tratamento de
efluentes de reatores anaeróbios. 2001. 166f. Dissertação (Mestrado em Engenharia de
Recursos Hídricos e Saneamento Ambiental) - Universidade Federal do Rio Grande do Sul,
Porto Alegre, 2001.
NEILL, C. et al. Deforestations for pasture alters nitrogen and phosphorus in small
Amazonian streams. Ecological Applications, v. 11, n. 6, p. 1817-1828, 2001.
NETO, M. S. S. et al. Caracterização hidrogeoquímica da bacia do Rio Manso, Cuiabá - MT.
Acta Limnologica Brasiliensis, Botucatu, v. 6, p. 230-44, 1993.
ODUM, E. P. Ecología. Rio de Janeiro: Guanabara, 1988.
OLIVEIRA et al. Variação espacial e temporal dos fatores limnológicos em riachos da
microbacia do rio São Francisco Verdadeiro. Engenharia Agrícola, Jaboticabal, v. 28, n. 4, p.
770-781, out./dez. 2008.
ONDERKA et al. Examination of the Dissolved Inorganic Nitrogen Budget in Three
Experimental Microbasins with Contrasting Land Cover—A Mass Balance Approach, Water,
Air, and Soil Pollution, v. 210, p. 221–230, 2010.
PAYNE, A. I. The ecology tropical lakes and rivers. New York: Jhon Wiley, 1986. 301p.
PERAKIS, S. S; HEDIN, L.O. Nitrogen loss from unpolluted South American forest mainly
via dissolved organic compounds. Nature, London, v. 415, p. 416-419, Jan. 2002.
PESC – Parque Estadual da Serra do Conduru. Disponível em:
http://www.parquedoconduru.org/home.html. Acesso em agosto de 2012a.
51
PESC – Parque Estadual da Serra do Conduru. Plano de Manejo. Disponível em:
http://www.parquedoconduru.org/biblioteca/documentos.html. Acesso em agosto de 2012b.
PETERSON, B. J. et al. Control of nitrogen export from watersheds by headwater lotic
ecosystems. Science, v. 292, p. 86–90, 2001.
PNUMA. Portal do Núcleo da Mata Atlântica. Disponível em:
http://mpnuma.ba.gov.br/index.php?option=com_content&view=article&id=59&Itemid=75.
Acesso em abril de 2012.
PROCLIMA, Programa de Monitoramento Climático em Tempo Real da Região Nordeste.
Disponível em: http://www6.cptec.inpe.br/proclima2/balanco_hidrico/balanco
hidrico.shtml. Acesso em Janeiro de 2012.
REBOUÇAS, A. C.; BRAGA, B.; TUNDISI, J. G. Águas Doces no Brasil: Capital Ecológico,
Uso e Conservação. 3. ed. SÃO PAULO: Escrituras Editora, 2006. 255p.
REGO, G. M.; POSSAMAI, E. Efeito do Sombreamento sobre o Teor de Clorofila e
Crescimento Inicial do Jequitibá-rosa. Boletim de Pesquisa Florestal, Colombo, n. 53, p. 179-
194, jul./dez. 2006.
RIBEIRO, M. C. et al. Brazilian Atlantic forest: how much is left and how is the remaining
forest distributed? Implications for conservation. Biological Conservation, v. 142, p. 1141–
1153, 2009.
ROSA, R. A. Fluxos de nutrientes e material particulado na bacia de drenagem do complexo
estuarino de paranaguá – PR. 2010. 103f. Dissertação (Mestrado em Sistemas Costeiros e
Oceânicos) - Centro de Estudos do Mar, Universidade Federal do Paraná, Pontal do Paraná.
2010.
ROSE, A. W.; HAWKES, H. E.; WEBB, J. S. Geochemistry in mineral exploration. 2.ed.
New York: Academic Press, 1979. 657p.
SALEMI, L. F. Balanço de água e de nitrogênio em uma microbacia coberta por pastagem
no litoral do estado de são Paulo. 2009. 86f. Dissertação (Mestrado em Ecologia Aplicada) –
Escola Superior de Agricultura “Luiz de Queiroz”, Universidade de São Paulo, Piracicaba.
2009.
SALOMÃO, M. S. M. B. Biogeoquímica de rios do Estado de São Paulo com bacias de
drenagem apresentando diferentes características de ocupação do solo. 2004. 117f. Tese
(Doutorado em Ciências) - Centro de Energia Nuclear na Agricultura, Universidade de São
Paulo, Piracicaba. 2004
SANTOS, D. F. Distribuição do carbono inorgânico total e estimativa qualitativa do balanço
autotrofia/heterotrofia no estuário do Rio Cachoeira, Ilhéus, Bahia. 2007. 91f. Dissertação
(Pós-graduação em Sistemas Aquáticos Tropicais) - Universidade Estadual de Santa Cruz.
Bahia. 2007.
52
SANTOS, J. W. Fácies hidrogeoquímicas da bacia do Rio Salgado – Sul da Bahia. 2005. 133
f. Dissertação (Mestrado em Desenvolvimento Regional e Meio Ambiente) - Universidade
Estadual de Santa Cruz, Ilhéus. 2005.
SANTOS, U. M. et al. Rios da Bacia Amazônica. I - Afluentes do rio Negro. Acta Amazônica,
Manaus, v. 14, n. 1-2, p. 222-237, 1984.
SCHREIBER, P. Über die Beziehungen zwischen dem Niederschlag und der Wasserführung
der Flüsse in Mitteleuropa. Meteorologische Zeitschrift, v. 21, p. 441-452, 1904.
SILVA, C. A. R., Análises físico-químicas de sistemas marginais marinhos. Rio de Janeiro:
Interciências, 2004. 118 p.
SILVA, C. F. Hidrogeoquímica fluvial da porção inferior do rio Paraíba do Sul, RJ, 2000.
103p. Dissertação (Mestrado) – Centro de Biociências e Biotecnologia, Universidade Estadual
do Norte Fluminense. Campos dos Goytacazes. 2000.
SILVA, D. M. L. et al. Can land use changes alter carbon, nitrogen and major ion transport in
subtropical brazilian streams? Scientia Agricola, Piracicaba, v. 64, n. 4, p. 317-324,
July/August 2007.
SILVA et al. Influence of land use changes on water chemistry in streams in the State of São
Paulo, southeast Brazil. Anais da Academia Brasileira de Ciências, v. 84, n. 4, p. 919-930,
2012.
SILVA, M. A. M. Biogeoquímica dos nutrientes inorgânicos dissolvidos e biomassa
fitoplanctônica no estuário do rio Cachoeira, Ilhéus- BA. 2007. 123p. Dissertação (Pós-
graduação em Sistemas Aquáticos Tropicais) - Universidade Estadual de Santa Cruz, Bahia.
2007.
SIMÕES, L. B.; CARDOSO, L. G. Avaliação das larguras de matas ripárias para controle da
poluição difusa. Energia na agricultura. In: HENRY, R. Ecótonos nas interfaces dos
ecossistemas aquáticos. São Carlos: RIMA, 2003. p. 339-49.
SIQUEIRA, J. O.; FRANCO, A. A. Biotecnologia do solo: fundamentos e perspectivas.
Brasília: MEC, 1988. 236 p.
SOPPER, W. E. Effects of Timber Harvesting and Related Management Practices on Water
Quality in Forested Watersheds. Journal of Environmental Quality, v. 4, n. 1, p. 24- 29, 1975.
SOUZA, E. R. S. Hidroquímica fluvial e colimetria de uma bacia hidrográfica com diferentes
graus de ocupação, localizada em um trecho da mata atlântica no município de Una (sul da
Bahia). 2009. 79f. Dissertação (Pós-graduação em Sistemas Aquáticos Tropicais) -
Universidade Estadual de Santa Cruz, Bahia. 2009
SILVA, L. P. Dinâmica de nitrogênio em microbacias em remanescentes de mata atlântica
(Itacaré-Uruçuca/Ba). 2012. 67f. Dissertação – (Pós-graduação em Sistemas Aquáticos
Tropicais) – Universidade Estadual de Santa Cruz, Bahia. 2012
53
SOUZA, M. F. L. Nutrient Biogeochemistry and Mass Balance of a Tropical Estuary: Estuary
of Cachoeira River, Northern Brazil. International Journal of Ecology and Environmental
Science, v. 31, n. 3, p. 177–188, 2005.
SOUZA, W. F. L; KNOPPERS, B. Fluxo de água e sedimentos a costa lesta do Brasil:
Relações entre a tipologia e as pressões antropicas. Geochimystri Brasiliencies, v. 17, n. 1, p.
57-74, 2003.
SPERLING, E. V. Uso de relações limnológicas para avaliação da qualidade da água em
mananciais de abastecimento. In: 21º CONGRESSO BRASILEIRO DE ENGENHARIA
SANITÁRIA E AMBIENTAL ABES, 2001
STALLARD, R. F.; EDMOND, J. M. Geochemistry of the Amazon. 2. The influence of
geology and weathering environment on the dissolved load. Journal of Geophysical Research,
v. 88, p. 9671-9688, 1983.
STRICKLAND, J. D. H.; PARSONS, T. R. A manual of sea water analysis, with special
reference to the more common micronutrients and to particulate organic material. 2. ed.
Ottawa: Fisheries Research Board of Canada, Bulletin n. 125, 1965, 203 p.
TEIXEIRA, A. C. O. Alterações do uso da terra das bacias do baixo Rio de Contas e
Gongogi e regime hidrológico do Rio Gongogi-BA. 2009. 120f. Dissertação (Mestrado em
Desenvolvimento Regional e Meio Ambiente) – Universidade Estadual de Santa Cruz, Ilhéus,
2009.
TUNDISI, J. G.; Limnologia. 1. Ed. São Paulo: Oficina de Textos, 2008. 631 p.
VIEIRA, M. S. & ESTEVES, K. E. Limnology of a coastal Clearwater of the Atlantic Rain
Forest Southeast Brazil. Stuttgart: Archiv für Hydrobiologie, v. 154, n. 2, p. 275-291, 2002.
VIEIRA, M. S; MOURA, M. A. M.; FERREIRA, J. R. Estudo das variações sazonais e
espaciais dos íons dominantes na água e no sedimento da represa de Ibitinga (São Paulo,
Brasil - 21°45’S e 48°50’W) Arquivos do Instituto Biologico, São Paulo, v. 72, n. 4, p. 523-
534, out./dez., 2005.
VON SPERLING, M. V. Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos. 2. ed.
rev. Belo Horizonte: UFMG, 1996. 243p.
VOROSMARTY et al. The storage and aging of continental runoff in large reservoir systems
of the world. Ambio, v. 26, n. 4, p. 210-219, 1997.
WETZEL, R. A. Limnological analyses. 2. ed. New York: Springer- Verlag, 1991. 389p.