Gianmarco Silva DAVID 1 Edmir Daniel CARVALHO 2

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1 Capacidade Suporte Ambiental de Reservatórios para a Produção de Peixes em Tanques-Rede: Estudo de Caso da Área Aquícola Denominada Ponte Pensa, no Reservatório de Ilha Solteira Gianmarco Silva DAVID 1 Edmir Daniel CARVALHO 2 Resumo A produção de peixes em águas interiores está passando por um processo de reestruturação, com o estabelecimento de um conjunto de técnicas de cultivo intensivo que permitem a utilização das águas públicas dos reservatórios das usinas hidroelétricas para a produção de alimentos. O sudeste brasileiro conta com amplos recursos hídricos viáveis para esta atividade, podendo num futuro próximo estabelecer cadeias produtivas de peixes em quantidades relevantes em nível internacional. Entretanto, os empreendimentos de aqüicultura em tanques-rede podem impactar a qualidade da água, pois demandam o uso intensivo de rações ricas em nutrientes, cujos resíduos podem induzir processos de eutrofização. A manutenção da qualidade da água para a aqüicultura e para os múltiplos usuários destes ecossistemas depende do respeito aos limites da capacidade suporte de cada local onde se pretende instalar empreendimentos. Neste trabalho são descritas as técnicas de modelagem da capacidade suporte ambiental para aqüicultura em tanques-rede, tendo como estudo de caso a quantificação da produção de pescados em uma das principais áreas aquícolas do reservatório de Ilha Solteira. São analisados os pontos críticos a serem considerados, do ponto de vista ecológico e zootécnico, para que o potencial de produção possa ser explorado, minimizando os riscos de danos ambientais. Palavras-chave: capacidade suporte, aquicultura, eutrofização. 1. Introdução Desde o início do processo de barragem dos principais rios paulistas para a construção dos grandes reservatórios visando a geração de energia 1. APTA Pólo Centro Oeste. Jaú, SP Rod. SP 304, km 304. CP 66. gianmarco@apta.sp.gov.br. 2. Laboratório de Ecologia de Peixes, Departamento de Morfologia, Instituto de Biociências, UNESP Botucatu, SP. carvalho@ibb.unesp.br. 242

2 hidroelétrica, foi identificado o potencial destes lagos artificiais para a produção de peixes. Inicialmente, optou-se pelo fomento da produção pesqueira através da soltura de alevinos de espécies nativas e exóticas, produzidos em larga escala por laboratórios mantidos pelas empresas gestoras dos reservatórios. Investimentos maciços e esforços consideráveis foram feitos em vão, sem sucesso no fomento à produção de pescados. Tal fracasso pode ser atribuído à falta de compreensão das forçantes ecológicas que tornam estes ecossistemas artificiais ambientes inóspitos para a biota aquática, em parte pela falta de ambientes adequados para os processos de reprodução e recrutamento que tornassem estes estoques pesqueiros auto-sustentáveis, mas também pela carência de recursos alimentares adequados para grandes populações de peixes (AGOSTINHO, 2007). A piscicultura em tanques-rede constitui uma forma de manipulação ecológica, mantendo presos a gaiolas flutuantes os peixes de interesse comercial, que são alimentados artificialmente e usufruem da grande quantidade de água para a diluição de metabólitos e obtenção de gases e íons necessários à manutenção da vida (BEVERIDGE, 2004). O cultivo em tanquesrede de metal e materiais sintéticos hoje amplamente difundidos, que teve início no Sudeste Asiático, há cerca de 40 anos (ONO, 1998). O cultivo experimental de tilápias em tanques-rede foi iniciada apenas nos EUA nos anos 1960 (BEVERIDGE, 2004). Uma vez estabelecido o pacote tecnológico necessário para viabilizar esta modalidade de aqüicultura, no final dos anos 90, utilizando na criação a tilápia-do-nilo (Oreochromis niloticus), rações de alta qualidade e gaiolas flutuantes de design adequado, surgiu grande interesse de empreendedores, provocado rápida expansão da atividade no interior do estado de São Paulo. Neste tipo de empreendimento zootécnico, os tanques-rede são colocados nas baías rasas e protegidas dos reservatórios. No caso do cultivo de tilápias, os tanques podem conter 350 a 500 peixes/m 3, com uma produção anual que pode chegar até 300 kg/m 3 /ano (IBAMA, 2002; BOZANO, 1999). Considerando o amplo crescimento das atividades de piscicultura em tanques-redes em águas públicas abertas, a sustentabilidade da cadeia produtiva depende da ocupação racional dos espaços disponíveis e na implantação de modelos zootécnicos que minimizem o impacto ambiental, visando preservar a qualidade de água dos mananciais e das reservas das águas brasileiras, que estão cada vez mais comprometidas pelos processos de eutrofização (TUNDISI, 2003). Os impactos ambientais da piscicultura em tanques rede sobre a qualidade da água poderiam ser minimizados pelo uso de rações de alta qualidade (maior digestibilidade e conversão alimentar), pois o arraçoamento constitui a fonte primária de nutrientes adicionados ao 243

3 sistema aquático, na forma de fezes, excretas ou perdas de ração não consumida (ONO & KUBITZA, 2003). As atividades de piscicultura em ambientes aquáticos produzem uma quantidade considerável de efluentes, incluindo nutrientes, restos de alimentos, fezes e eventualmente subprodutos de medicamentos e defensivos (BEVERIDGE, 2004, PILLAY, 2004). Estes efluentes podem ter graus de impactos diferentes sobre o meio ambiente local conforme a quantidade liberada e sua diluição, o tempo de liberação e a capacidade de dispersão na coluna dágua (CARROL et al., 2003, YOKOYAMA, 2003). Estes resíduos ficarão disponíveis para o ecossistema aquático, favorecendo blooms de fitoplâncton, algas, bactérias e fungos, além de afetarem os processos de sedimentação e as variáveis físico-químicas da água, tais como oxigênio dissolvido, ph, condutividade elétrica, transparência e materiais em suspensão, bem como à produção primária de fitoplâncton (SIPAÚBA-TAVARES, 1995; ESTEVES, 1998). Eventualmente, pode ocorrer também aumento das concentrações de substâncias tóxicas, como nitrato, amônio ou gás sulfídrico, ou ainda a ocorrência de cianobactérias associadas ao off flavor, como algumas espécies de Anabaena e Microcystis. A revisão de BEVERIDGE (2004) indica abordagens para dimensionar a capacidade suporte desses sistemas de produção zootécnica, que no caso de reservatórios usando se o método de DILLON & RIGLER (1974, 1975). Este modelo fundamenta-se basicamente nos seguintes parâmetros: os teores de fósforo total (P total ) no meio aquático, tempo de residência da água e velocidade de sedimentação dos nutrientes. Desta forma, considera-se como capacidade de suporte ambiental o nível máximo de produção de peixes que um ambiente aquático pode sustentar, sem comprometimento permanente de suas características funcionais, respeitadas as normas estabelecidas para conservação e uso de suas águas, bem como os limites de tolerância da(s) espécie(s) cultivada(s). O cálculo deve ser feito para o reservatório ou açude como um todo quando a atividade de piscicultura se instalar no corpo principal do mesmo. Contudo, quando os empreendimentos aquícolas forem alocados fora do corpo principal, o dimensionamento deverá ser realizado de forma individualizada para cada baía ou braço separadamente. No caso de ecossistemas lacustres continentais de grande porte o nutriente limitante para a produção primária normalmente é o Fósforo (VOLLENWEIDER, 1968, ESTEVES, 1998). Por este motivo, a modelagem da capacidade suporte neste tipo de ambiente é feita a partir de balanços de massa de Fósforo Total (P total) ) adicionado ao ecossistema através do uso de rações e eliminado para a coluna d água na forma de fezes, excretas e perdas de ração, considerando ainda a fração assimilada pelo crescimento dos peixes (BEVERIDGE, 2004). Neste trabalho são apresentados resultados da modelagem da capacidade suporte da principal área de aquicultura no reservatório de Ilha Solteira, 244

4 obtidos pelo balanço de massas do processo produtivo, convertido para produção correspondente de tilápias em tanques rede. 2. Material e Métodos A modelagem da capacidade suporte de águas continentais para aqüicultura seguiu os parâmetros da Resolução CONAMA (nº 357 de 17/03/ 2005), de acordo com o enquadramento na classe 2, ambientes que podem ser aproveitados para atividades de aqüicultura, que define os limites máximos aceitáveis de P total como sendo de 30 µg./l (ou 30 mg.m 3 ) em ambientes lênticos. Figura 1 Fluxo de Fósforo (P) em um sistema de piscicultura em Tanques rede (adaptado de Hakanson, 2005). O modelo de Dillon & Rigler fundamenta-se no balanço de massa de fósforo disponibilizado ao ecossistema aquático, como conseqüência do cultivo de peixes em tanques-rede. A capacidade suporte de um corpo dágua é calculada como o aporte aceitável de fósforo (P) oriundo da piscicultura em tanques-rede, pela aplicação da seguinte expressão matemática: em que: L = (DP*Z*θ)/ (1-R), em gramas de P/m 2 /ano 245

5 P = P f P i, é a variação na concentração total de fósforo na água, em mg/m 3, calculada como a diferença entre o nível máximo (final) aceitável (P f ) disponibilizado ao ecossistema aquático pela piscicultura em tanques-rede (conforme Resolução CONAMA nº 357 de 17/03/2005) e o nível inicial de fósforo (P i ) determinado no ecossistema aquático, isto é, antes instalação do sistema de piscicultura em tanques-rede; Z é a profundidade média da área, em metros; θ =1/TR é a taxa de renovação do ecossistema aquático, expressa como o inverso do tempo de residência (TR), em anos -1, ou seja, o número de vezes que ocorre a renovação total da água no período anual; sendo R= 1/(1+0,614 θ 0,491 ), a taxa de sedimentação.os parâmetros derivados, como o volume total e o tempo de residência de cada braço podem ser calculados de acordo com as fórmulas: V (volume total, em m 3 ) = A x Z Sendo A = área total (m 2 ) e Z = profundidade média (m), específicos para cada braço: TR (tempo de residência) = V / Q em que Q= vazão média (m 3 /ano), específica para cada braço. A falta de informações adequadas para a definição de valores para as variáveis necessárias tem sido repetidamente enfatizada como a maior dificuldade na avaliação dos impactos ambientais da aqüicultura (PILLAY, 2004). Por este motivo, são discutidos abaixo os critérios utilizados neste trabalho para a definição de cada variável empregada. Os dados de campo foram obtidos nos anos de 2006 e 2007, em campanhas de amostragem que se iniciaram com o levantamento batimétrico completo da reservatório. Em seguida foram feitas campanhas de amostragem de dados limnológicos das áreas de interesse aquícola, n mês de Junho, incluindo a área deste estudo de caso, denominada Ponte Pensa (Figura 1). As medidas das características limnológicas em campo e para a coleta de amostras para serem analisadas em laboratório, foram realizadas segundo as metodologias listadas na Tabela 1. Depois de estimada a capacidade de assimilação de P na área, foi calculada a emissão de P por tonelada de peixes, levando em consideração o teor de P na ração oferecida aos peixes e a taxa de conversão alimentar aparente (CAA). Deste cálculo resultou o total de toneladas permissíveis para a área. 246

6 Parnaiba river Brazil South America Grande river Ilha Solteira reservoir São Paulo State 20 o 0 0 S Atlantic Ocean 25 o 0 0 S Depth (m) 50 o 0 0 W 45 o 0 0 W Parana river Ponte Pensa 25km Figura 1 Mapa batimétrico do reservatório de Ilha Solteira destacando a área de estudo, denominada Ponte Pensa. 3. Resultado e Discussão As características limnológicas da área de estudo estão descritas na Tabela 2. Pode-se verificar que a temperatura é adequada para o cultivo de tilápias, ainda que durante o inverno. A condutividade, o teor de OD, transparência, teores de nutrientes e de clorofila são correspondentes a corpos d água oligotróficos, denotando a boa qualidade da água no local. Considerando os dados da Tabela 3, a capacidade suporte da área denominada Ponte Pensa é de cerca de 5800 toneladas anuais, quantidade bastante expressiva em termos de geração de renda e escala necessária para a viabilização da infraestrutura de apoio à cadeia produtiva. Como qualquer modelagem, podem haver desvios relativos à imprecisão das variáveis de entrada. Abaixo são apresentados detalhes e comentários sobre as principais variáveis relevantes na modelagem da capacidade suporte. A capacidade suporte do ambiente - é determinada em termos da adição tolerável de P no ecossistema (Dillon & Rigler, 1975), sendo estimada de acordo com as características físicas e limnológicas do local em estudo, especificamente a profundidade, a taxa de renovação (derivada do tempo de residência), a taxa de sedimentação e o aumento da concentração de P tolerável. A profundidade pode ser medida em campo por eco-sondagem em todos os locais em estudo em caso de ausência de dados pretéritos sobre a topografia de fundo. A taxa de renovação deriva do tempo de residência, que é calculado 247

7 em função do volume e vazão dos locais considerados. Para a definição de um valor relativo ao volume, podem ser considerados dados históricos nível do reservatório, devendo ser incorporada uma pequena margem de segurança devido à sensibilidade da aqüicultura em tanques-rede a variações do nível da água nos locais de cultivo. Vale ainda notar que o nível da água é determinante para o cálculo da área, volume e interface de troca de cada braço com a calha principal, todos estes os valores fundamentais na modelagem da capacidade suporte. Os dados de vazão podem ser obtidos da somatória do volume de água adicionada ao sistema pela bacia de drenagem e da troca de água de cada braço com o corpo principal do reservatório, obtido por modelagem numérica do sistema. Tabela 1 Variáveis físicas e químicas medidas no reservatório de ilha Solteira e respectivos métodos de análise. Variável Método Referência Temperatura Eletrométrico 1 Condutividade Eletrométrico 1 Oxigenio Dissolvido (OD) Eletrométrico 1 ph Eletrométrico 1 Turbidez Nefelométrico 1 CO 2 Analítico AOAC (1984) Demanda Bioquímica de Oxigenio (DBO) Analítico Carignan et al. (1998) Solidos Suspensos Gravimétrico AOAC (1984) Transparência Disco de Secchi AOAC (1984) Alcalinidade Analítico AOAC (1984) Dureza Analítico AOAC (1984) Nitrogenio Total (N total) Analítico Valderrama (1981) Nitrogenio Amoniacal Total (NAT) Analítico Koroleff (1976 ) Nitrito Colorimétrico Golterman et al (1978) Nitrato Colorimétrico Mackereth et al. (1978) Fósforo Total (P total) Colorimétrico Valderrama (1981) Ortofosfato Colorimétrico Mackereth et al. (1978) Clorofila a Colorimétrico Golterman et al. (1978) Índice de Estado Trófico (IET) Carlson (1977) modificado por Toledo (1983) PZE é a Profundidade da Zona Eufótica. 1. Sonda Multiparamétrica model YSI 6920, especificações em *NTU é Unidade de Turbidez Nefelométrica. 248

8 Tabela 2 Caracterização limnológica da área denominada Ponte Pensa, reservatório de Ilha Solteira. Variável Unidade Latitude 20 o 15' Longitude 51 o 01' Temperatura o C 25.2 Condutividade µs.cm Oxigênio Dissolvido (OD) mg.l ph Turbidez NTU* 3.0 CO 2 mg.l Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO) mg.l Sólidos Suspensos mg.l Transparência m 3.1 Alcalinidade mg.l Dureza mg.l Nitrogênio Total (N total) mg.l Nitrogênio Amoniacal Total (NAT) mg.l Nitrito mg.l Nitrato mg.l Fósforo Total (P total) µg.l Ortofosfato µg.l Clorofila a µg.l Índice de Estado Trófico (IET)

9 Tabela 3 Dados morfométricos e hidrodinâmicos da área denominada Ponte Pensa, no reservatório de Ilha Solteira utilizados para a estimativa da capacidade suporte para produção de tilápias em tanques rede. Unidade Ponte Pensa Área 10 3.m Profundidade média m Volume 10 4.m Vazão m 3.s Tempo de residência 10-1.year Taxa de Renovação year R L mg.m 2.ano Assimilação de Fósforo 10 3.kg.ano Capacidade Suporte 10 2.ton.ano A taxa de sedimentação utilizada foi obtida utilizando modelo empírico de Larsen & Mercier (1976), que utiliza a taxa de renovação de água no local como a única variável. A determinação de taxas de sedimentação em ecossistemas extensos e heterogêneos é bastante custosa e demorada, justificando a opção por modelos empíricos. Beveridge (2004) lista as diversas equações disponíveis na literatura para estimar a taxa de sedimentação. O aumento tolerável do teor de Ptotal (DP) define-se em função da diferença entre a concentração inicial (Pi) e a final (Pf) no ambiente. O teor de P total na água anterior à instalação cultivos em tanques-rede (Pi), a ser utilizado na modelagem da capacidade suporte de lagos e reservatórios tropicais, deve ser resultante da média de medições mensais na área onde se pretende instalar os sistemas de tanques-rede (Beveridge, 2004). A emissão de P por tonelada de peixe produzida varia em função da retenção de P pelos peixes produzidos, das práticas zootécnicas adotadas e da qualidade das rações utilizadas. A retenção de P reflete em seu teor de P nos peixes, que foi medido para O. niloticus em 0,9% (DANTAS & ATTAYDE, 2007). Ainda que Beveridge (2004) indique valores bem mais baixos (0,34%) para tilápias, que resultariam em maiores emissões de P por tonelada de peixe cultivado, optamos pelos dados mais recentes de DANTAS & ATTAYDE (2007) para a modelagem por ser um trabalho minucioso direcionado especificamente a este tema. A otimização das práticas zootécnicas empregadas vai refletir da taxa de conversão alimentar aparente (CAA). Maiores CAA proporcionam maiores emissões de P pelos cultivos, de modo que cultivos bem implantados e com condições satisfatórias de sanidade 250

10 animal tendem a emitir menos P. Para tilápias, Beveridge (2004) considera realistas valores de CAA na faixa de 1,5 a 2,5. Atualmente, no estado de São Paulo, tilapicultores tem declarado alcançar valores de CAA entre 1,5 e 2,0. A figura 2 mostra como a quantidade máxima de peixe que pode ser produzido na área varia em função da quantidade de Fósforo emitido por tonelada de peixe produzido Produção máxima (ton ) 3 ) n (to a im x á 10 m o ã ç u d ro p Pe (emissões de P em kgp/ton de peixe produzido) Figura 3 Variação da produção máxima sustentável em função das emissões de Fósforo por tonelada de peixes produzidos para a área aquícola Ponte Pensa, reservatório de Ilha Solteira. O parâmetro de qualidade das rações aqui considerado é seu teor de P, que constitui um ponto fundamental na avaliação dos impactos ambientais da aqüicultura em tanques rede por constituir a forma predominante de adição deste elemento ao ecossistema (BEVERIDGE, 2004; PILLAY, 2004). Como nem todas as espécies químicas na qual o P se apresenta na ração são assimiláveis pelos peixes, a formulação de rações quanto ao seu conteúdo de P é um ponto crítico na modelagem da capacidade suporte (BEVERIDGE, 2004). WATANABE et al. (1980) estimou que a exigência de O. niloticus quanto ao teor de P na ração é de 0,9%, valor mínimo utilizado na modelagem. Como praticamente todo o P a ser obtido pelos peixes cultivados em águas doces é 251

11 proveniente do alimento, é comum que as rações contenham teores de P acima do mínimo necessário e também em formas químicas não assimiláveis pelos peixes. Com isso, não é realista supor rações comerciais para tilapicultura com teores de P menores que 1%, sendo possíveis valores bastante superiores. Recomenda-se cuidado especial com as rações que utilizam ingredientes vegetais, que contém P em formas pouco assimiláveis (fitatos), que tendem a ser emitidas no ecossistema através das fezes. Bastante preocupante é a possibilidade do uso de rações de baixa qualidade (e menor preço) por conta da massificação da atividade e da competição por redução de custos. 4. Conclusão BEVERIDGE (2004) recomenda que a calibração efetiva dos resultados deve ser realizada em estudos de monitoramento da qualidade da água depois de atingida a produção máxima pré-estabelecida. Avaliações preliminares da capacidade suporte dos reservatórios de usinas hidroelétricas mostram que um potencial produtivo muito elevado dentro do modelo de cultivo de tilápias em tanques rede, que pode tornar nosso estado um grande produtor de peixes com relevância no cenário nacional e internacional, tal como acontece com outras modalidades zootécnicas intensivas como a avicultura e a suinocultura. O estado deve assumir o papel regulatório para distribuir os empreendimentos de acordo com a capacidade suporte de cada corpo d água, evitando a concentração excessiva que possa afetar a qualidade da água e comprometer a qualidade da água para os múltiplos usuários dos ecossistemas aquáticos. Atenção especial deve ser direcionada à fiscalização da qualidade das rações para peixes, abrigando os fabricantes a minimizar e informar os teores de Fósforo e Nitrogênio contidos, assim como as formas químicas nas quais estes nutrientes são encontrados. 5. Referências Bibliográficas AGOSTINHO, A. A., Gomes, L.C., Pelicice, F. M., Ecologia e Manejo de Recursos Pesqueiros em reservatórios do Brasil. Maringá, EDUEM, 501 p. BEVERIDGE, M. C. M Cage aquaculture. Fishing News Books, Oxford, 3 rd ed. 368 p. CARROL, M. L.; COCHRANE, S.; FIELE, R. VELVIN, R. & WHITE, P Organic enrichment of sediments from salmon farming in Norway: environmental factors, management practices, and monitoring techniques. Aquaculture, (226): CESP Programa de manejo pesqueiro: Atividades Desenvolvidas e Plano de Trabalho Relatório Técnico-Científico CESP, CDRom. DANTAS, M. C. & ATTAYDE, J.L Nitrogen and phosphorus content of some temperate and tropical freshwater fish. J. Fish. Biol. v. 70: DILLON, P.J. &. RIGLER, F.H A test of a simple nutrient budget model predicting the phosphorus concentration in lake water. J. Fish. Res. Board of Canada, v 31 (11):

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