ANA CATARINA DE LIMA ROCHA

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1 UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO GRANDE DO NORTE CENTRO DE BIOCIÊNCIAS DEPARTAMENTO DE OCEANOGRAFIA E LIMNOLOGIA PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM BIOECOLOGIA AQUÁTICA CARACTERIZAÇÃO LIMNOLÓGICA E DETERMINAÇÃO DA CAPACIDADE SUPORTE DO RESERVATÓRIO MENDUBIM, ( RIO GRANDE DO NORTE) PARA O CULTIVO DE PEIXES EM TANQUES-REDE ANA CATARINA DE LIMA ROCHA JUNHO/2008 NATAL/RN

2 ANA CATARINA DE LIMA ROCHA CARACTERIZAÇÃO LIMNOLÓGICA E DETERMINAÇÃO DA CAPACIDADE SUPORTE DO RESERVATÓRIO MENDUBIM, (RIO GRANDE DO NORTE) PARA O CULTIVO DE PEIXES EM TANQUES-REDE ORIENTADOR: Profa. Dra. Renata de Fátima Panosso (DMP/CB/UFRN) CO-ORIENTADOR: Prof. Dr. José Luiz de Attayde (DBEZ/CB/UFRN) JUNHO/2008 NATAL/RN

3 Divisão de Serviços Técnicos Catalogação da Publicação na Fonte. UFRN / Biblioteca Central Zila Mamede Rocha, Ana Catarina de Lima. Caracterização limnológica e determinação da capacidade suporte do reservatório mendubim, (Rio Grande do Norte) para o cultivo de peixes em tanques-rede / Ana Catarina de Lima Rocha. Natal [RN], f. Orientador: Renata de Fátima Panosso. Co-orientador: José Luiz de Attayde. Dissertação (Mestrado) Universidade Federal do Rio Grande do Norte. Centro de Biociências. Departamento de Oceanografia e Limnologia. Programa de Pós-Graduação em Bioecologia Aquática. 1. Reservatório de água - Dissertação. 2. Eutrofização Semi-árido - Dissertação. 3. Piscicultura - Dissertação. 4. Fitoplâncton Dissertação. I. Panosso, Renata de Fátima. II. Attayde, José Luiz de. III. Universidade Federal do Rio Grande do Norte. IV. Título. RN/UF/BCZM CDU (043.3)

4 UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO GRANDE DO NORTE CENTRO DE BIOCIÊNCIAS DEPARTAMENTO DE OCEANOGRAFIA E LIMNOLOGIA PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM BIOECOLOGIA AQUÁTICA Caracterização Limnológica e Determinação da Capacidade Suporte do Reservatório Mendubim, (Rio Grande do Norte) para o Cultivo de Peixes em Tanques-Rede. ANA CATARINA DE LIMA ROCHA Esta dissertação, apresentada pela aluna ANA CATARINA DE LIMA ROCHA ao Programa de Pós-graduação em Bioecologia Aquática do Departamento de Oceanografia e Limnologia, do Centro de Biociências, da Universidade Federal do Rio Grande do Norte, foi julgada adequada e aprovada pelos Membros da Banca Examinadora, na sua redação final, para a conclusão do curso e obtenção do título de mestre em Bioecologia Aquática. MEMBROS DA BANCA EXAMINADORA: Prof. Dra. Vera L. M. Huszar Universidade Federal do Rio de Janeiro (UFRJ) Prof. Dra. Renata de Fátima Panosso Universidade Federal do Rio Grande do Norte (UFRN) Prof. Dr. José Luiz de Attayde Universidade Federal do Rio Grande do Norte (UFRN) JUNHO/2008 NATAL/RN

5 Dedicatória Dedico esse trabalho aos meus pais Antonio e Marne, vocês conseguiram me ensinar a mais importante lição de vida Confie e acredite, você vai conseguir, foi a partir desse ensinamento que hoje posso dizer Venci!

6 Agradecimentos Ao Senhor Jesus Cristo, pelo infinito amor, pela companhia freqüente, pelos ensinamentos e pela constante proteção; por sempre iluminar os meus passos, me dando forças para sempre passar pelos problemas e obstáculos da vida com a cabeça erguida, sempre motivada para recomeçar; por me dar discernimento e sabedoria para valorizar todos os momentos de felicidade...obrigada Pai! À Prof. Renata de Fátima Panosso e ao Prof. José Luiz de Attayde, pela orientação e amizade, pela oportunidade, confiança, paciência, enfim, por terem acreditado no meu potencial. Tenho certeza que seus ensinamentos foram fundamentais na minha formação acadêmica. A Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Ensino Superior (CAPES) pela concessão da bolsa durante o mestrado e a Financiadora de Estudos e Projetos (FINEP) pelo financiamento do projeto CAPSUPORTE no Rio Grande do Norte. Agradeço à Prof.. Eneida Maria Eskinazi Sant anna, pelas sugestões oferecidas durante a qualificação desse trabalho. À Professora Vera L. Huszar, por ter feito parte da minha banca examinadora, pelas sugestões e informações oferecidas durante a defesa desse trabalho. Á Prof. Ivaneide Soares pelas valiosas sugestões oferecidas ao meu trabalho. Ao amigo e professor José Etham de Lucena Barbosa, pelas palavras de incentivo, que sempre me impulsionaram a buscar os meus sonhos. Ao Amigo Edson Santana, que sempre foi a figura mais importante nas viagens de campo. Seu profissionalismo, ajuda constante e conselhos foram fundamentais para a concretização do nosso trabalho. À professora Lucimara e Silvia por permitirem o uso do espectrofotômetro no LBMG durante as análises de nutrientes e clorofila-a. Como também, a todos do Laboratório de química analítica pelo empréstimo da mulfla. Ao DONCS e a SEMARH, pelos dados fornecidos. A minha querida amiga Vanessa Mosca, pela ajuda grandiosa na elaboração desse trabalho, pela ajuda nas coletas e analises de zooplâncton, sou grata pela sua mão amiga, que sempre me foi estendida nos momentos que precisei. Muito obrigada Vanessa!

7 Ao Meu amigo Rosemberg Meneses... Meu amiguinho de todas as horas...me ajudou nesses dois anos de luta, sempre com muito carinho e dedicação... Realmente amigo, o meu trabalho sem a sua ajuda, não seria o mesmo. Ao meu amigo Jandeson Brasil, pela amizade e ensinamentos nas análises do fitoplâncton. Aos colegas de laboratório, LEA e LAMAQ, Elinez, Vanessa, Fabiana Thiago, Margô, Danyhelton, Pan, Raphael, Vítor, Anderson, Mirela, Gaby, Jamila, Luiz, enfim, todos aqueles que me ajudaram direta ou indiretamente com os seus ensinamentos e experiências pra a realização desse estudo. Aos meus queridos amigos, Aucielza, Aluska, Suédlen, Flávio e lena, tia Iêda e Ingrid por sempre estarem ao meu lado nos bons e maus momentos dessa caminhada. Aos meus colegas do mestrado, em especial, Margô, Daniele Bezerra, Daniele Alves e Anita. Nesses dois anos tive a oportunidade de conviver e conhecer um pouquinho de cada um. Foram muitos momentos bons, como ruins também, mais cada um com uma importância especial, foi a partir dessa convivência que descobri verdadeiras amizades e que contribuíram ricamente na minha formação acadêmica. Á minha tia Helena, André e Thaysa, por terem me recebido em sua casa por esses dois anos. Graças a vocês hoje estou tento a oportunidade de alcançar mais um sonho. Aos meus amados pais, por todo o incentivo, por toda dedicação e pelo constante amor que sempre me foi dado ao longo dessa caminhada. Muito obrigada a todos vocês!

8 Resumo Os objetivos do presente estudo foram: i) avaliar o estado trófico do reservatório Mendubim (semi-árido, Rio Grande do Norte, Brasil; ,0 S ,0 W ) com base nas concentrações de clorofila-a, fósforo e nitrogênio total, e na transparência da água; ii) relacionar os padrões de variação temporal da composição e biomassa do fitoplâncton e zooplâncton às variações do estado trófico do reservatório e iii) investigar a capacidade de suporte do reservatório para o desenvolvimento de atividades de piscicultura em tanquesredes. Para tanto, foram realizadas amostragem mensais no período de julho/2006 a julho/2007 em três pontos de coleta, sendo um próximo à barragem, outro na região central do reservatório e o terceiro na desembocadura do principal tributário. As variáveis bióticas e abióticas analisadas foram: profundidade e transparência da coluna d água, concentrações de sólidos fixos e voláteis em suspensão, clorofila-a, nitrogênio e fósforo total, razão NT:PT, composição e biovolume do fitoplâncton, composição e biomassa do mesozooplâncton. Os resultados obtidos mostraram que o reservatório em estudo pode ser considerado mesotrófico com concentrações médias de nitrogênio total, fósforo total e clorofila-a igual a 1711,1µg l -1, 30,8 µg l -1 e 5,62 µg l -1 respectivamente. A classe Cyanophyceae foi a de maior representatividade em termos quantitativos, com a presença de espécies potencialmente tóxicas, tais como Microcystis aeruginosa, Planktothrix planctonica, Cylindrospermopsis raciborskii, Aphanizomenon sp., Aphanocapsa delicatissima e Pseudanabaena acicularis. Quanto à comunidade zooplanctônica, o gênero Notodiaptomus, foi o que apresentou maiores valores de biomassa. De um modo geral, os resultados encontrados mostram que a limitação do crescimento algal por luz, é uma possível explicação para as fracas relações entre as concentrações de clorofila-a e de fósforo e nitrogênio total no ambiente. Com isso, concluímos que as águas do reservatório Mendubim se encontram apropriadas para a produção de pescado num regime intensivo de cultivo em tanques-rede. Com base nos cálculos da capacidade de suporte do ambiente, verificamos que a produção máxima sustentável de tilápias em tanques-rede no reservatório é da ordem de 126 toneladas por ano assumindo um fator de conversão alimentar de 1,5:1,0 e um conteúdo de fósforo na ração de (1,0%). Palavras-chave: Reservatório, semi-árido, eutrofização, capacidade de suporte, piscicultura.

9 Abstract The aims of this study were: i) assessing the trophic state of the Mendubim reservoir (semi-arid, Rio Grande do Norte, Brazil; ,0 S ,0 W) based on chlorophyll-a, total phosphorus and nitrogen concentrations and water transparency; ii) relating the patterns of temporal variation of zooplankton and phytoplankton to the trophic state of the reservoir and iii) investigating the carrying capacity of the reservoir for cage fish farming. The samplingwas done monthly from July 2006 to July 2007 in three stations at the reservoir: next to the dam (barrage), in the central region and in the mouth of the main tributary. The abiotic and biotic variables analyzed were: Secchi depth, volatiles and fixed suspended solids, chlorophyll-a, total phosphorus and nitrogen, TN:TP ratio and mesozooplankton and phytoplankton composition and biomass. The results showed that the reservoir can be considered as mesotrophic with mean concentrations of total nitrogen, phosphorus and chlorophyll-a equal to 1711, 1 μg.l -1, 30,8 μg.l -1 and 5,62 μg.l -1 respectively. The Cyanophyceae class was the most representative in terms of density, with the presence of potentially toxic species such as Microcystis aeruginosa, Planktothrix planctonica, Cylindrospermopsis raciborskii, Aphanizomenon sp.,aphanocapsa delicatissima and Pseudanabaena acicularis. Among the zooplankton, the genus Notodiaptomus presented the largest biomass values. Overall, our results show that the light limitation should explain the weak relationship between chlorophyll-a and total phosphorus and nitrogen concentrations. We concluded that the water of Mendubim reservoir is suitable for intensive fish cage aquaculture. Based on the carrying capacity calculations for this reservoir, we found that the maximum sustainable yield of tilapias in cages in the reservoir is 126 ton per year assuming a factor of food conversion of 1.5: 1.0 and a phosphorus content in the fish food of 1%. Key words: Reservoir, semi-arid, eutrophication, carrying capacity, fish culture.

10 SUMÁRIO 1. Introdução Material e Métodos Área de Estudo Coletas de amostras e análises limnológicas 2.3. Análise estatística Capacidade de suporte do reservatório Resultados Variáveis Limnológicas Capacidade de suporte do reservatório Discussão Conclusão Referências Anexos Figura Figura Figura Figura Figura Figura

11 Figura Figura Figura Figura Figura Figura Figura Figura Figura Figura Figura Figura Figura Figura Figura Tabela

12 1- Introdução A eutrofização é o enriquecimento do ecossistema aquático com nutrientes, especialmente nitrogênio e fósforo, causando uma série de alterações, tais como o aumento da produção de matéria orgânica (Smith et al., 2006) e deterioração da qualidade da água, representando uma das mais comuns e complexas perturbações observadas nos lagos e reservatórios do mundo (Carpenter et al. 1998). A intensificação das atividades biológicas pelo enriquecimento de nutrientes conduz o ecossistema aquático a transformações dramáticas na sua estrutura e funcionamento (Smith, et al. 2006). Suas conseqüências vêm sendo investigadas há várias décadas, especialmente no hemisfério norte, entretanto, em regiões tropicais os estudos sobre eutrofização são relativamente escassos. Em regiões de clima temperado o fósforo apresenta-se geralmente como elemento limitante ao crescimento fitoplanctônico (Mazumder, 1994; Huszar et al., 2005; Huszar et al, 2006). Por outro lado, alguns estudos sugerem que o nitrogênio deve ser mais limitante em lagos tropicais (Smith, 1982; Lewis,2002), no entanto, evidências recentes sugerem que o nitrogênio não deve ser o único fator limitante ao crescimento fitoplanctônico nesses ambientes (Huszar, et al., 2006). Nos trópicos semi-áridos, os ecossistemas aquáticos predominantes são lagos artificiais, construídos para armazenar água durante o longo período de estiagem. Esses ecossistemas devem apresentar respostas diferentes à eutrofização quando comparados com lagos de zonas úmidas, de onde se originaram os conceitos clássicos da eutrofização. Lagos semi-áridos tropicais são relativamente rasos, tendem a sofrer grande aporte de nutrientes e sedimentos devido à elevada razão entre a área da bacia de drenagem e a área do lago, apresentam altas taxas de evaporação e acentuada turbidez, causada pela elevada quantidade de sólidos suspensos na água. Esse cenário pode resultar na limitação da produção primária do fitoplâncton pela disponibilidade de luz (Thornton & Rast 1989, 1993; Sousa et al., 2008; Rocha, 2006). Portanto, os critérios para classificar o estado trófico de um lago numa região semi-árida devem ser distintos daqueles desenvolvidos para lagos em regiões úmidas (Thornton & Rast 1993). De um modo geral, lagos artificiais em regiões semi-áridas possuem menor biomassa fitoplanctônica por unidade de concentração de nutrientes devido à baixa 11

13 disponibilidade de luz (Thornton & Rast 1993). Com isso, esses ambientes tendem a suportar uma maior carga externa de nutrientes sem alterar seu estado trófico. A comunidade fitoplanctônica também é um discriminador ambiental eficaz no diagnóstico do estado trófico de um corpo aquático (Beyruth, 1996; Calijuri, 1999; Henry, 1999). Isto porque a sucessão fitoplanctônica e a composição dessa comunidade são influenciadas pelas condições ambientais, especialmente pela disponibilidade relativa de nutrientes (Sommer et al. 1986). O aporte de nutrientes por fontes externas em um ecossistema aquático potencialmente altera os padrões de competição por nutrientes entre os organismos planctônicos e consequentemente provoca alterações na estrutura do fitoplâncton. (Tilman et al., 1982; Sommer, 1989). A ocorrência de tais alterações, bem como o aumento da freqüência e intensidade das florações de cianobactérias potencialmente tóxicas são os efeitos mais consistentes da eutrofização em ecossistemas de água doce (Downing et al. 2001; Huisman et al. 2005). As florações de cianobactérias causam um amplo impacto social, econômico e ambiental, ocasionando sérios problemas para a qualidade da água, recursos pesqueiros, aqüicultura e, principalmente para a saúde humana (Bouvy et al., 2000). Isto ocorre devido à síntese de toxinas (hepatoxinas, neurotoxinas e dermatotoxinas) por esses microrganismos no ecossistema (Carmichael, 1994). Juntamente com o fitoplâncton, a comunidade zooplanctônica é composta por organismos com grande sensibilidade ambiental, podendo ser utilizados como bioindicadores de mudanças ambientais causadas por impactos antropogênicos (Attayde & Bozelli, 1998; Pinto-Coelho et al., 2005), isto acontece principalmente devido a ligação direta desses organismos aos produtores primários do ambientes tornando-o extremamente suscetível às mudanças estruturais ocorridas neste nível trófico inferior, já que estes são extremamente sensíveis as condições ambientais (Eskinazi- Sant anna, et al., 2008). As implicações ecológicas das florações das cianobactérias também podem ser observadas nas cadeias alimentares aquáticas, como a redução de herbivoria pelo zooplâncton (Christoffersen, 1996). Em geral, a comunidade zooplanctônica é afetada de forma negativa quando cianobactérias apresentam-se em elevadas densidades no ambiente. A redução do crescimento populacional de organismos zooplanctônicos alimentados com cianobactérias tem sido associada a sua morfologia filamentosa e/ou colonial, à produção intracelular de 12

14 metabólitos secundários com propriedades tóxicas, e a deficiências em nutrientes essenciais (Lampert 1987; DeMott 1989; Boon et al. 1994). Conseqüências relacionadas à eutrofização, tornam-se mais evidentes em regiões áridas ou semi-áridas, devido aos seus recursos hídricos caminharem para a insuficiência ou apresentam níveis elevados de poluição. As regiões semi-áridas são caracterizadas por um déficit hídrico prolongado, provocado pela baixa precipitação média anual e altas taxas de evaporação (Pedro, 2003). O semi-árido brasileiro cobre cerca de 10% do território nacional, sendo a água reconhecida como um fator limitante ao desenvolvimento econômico da região (Tucci et al, 2000). A construção de reservatórios superficiais tem sido a solução adotada para superar o problema de déficit hídrico no semi-árido. Entretanto, a utilização desses mananciais para múltiplas finalidades, tais como o abastecimento doméstico, irrigação, pesca e aqüicultura, tem levado a crescentes conflitos no uso da água. O estado do Rio Grande do Norte, por exemplo, com 91,69 % do seu território inserido na região semi-árida, embora apresente condições de oferta de água naturalmente desfavoráveis, possui uma crescente demanda hídrica frente ao incremento da agricultura irrigada, (SEMARH, 2007). Como também, esses ecossistemas aquáticos são frequentemente sujeitos ao aporte de altas cargas de nutrientes como nitrogênio e fósforo, oriundos principalmente da atividade agrícola e esgotos domésticos, e apresentam crescente eutrofização (Bouvy et al.,2000; 2001; Costa, 2003 ). O reservatório Mendubim no Estado do Rio Grande do Norte, um dos principais açudes do município de Assu, também se insere nesse contexto, dada à ocupação de suas margens por residências e conseqüente aporte de efluentes domésticos no ecossistema aquático. A adoção desse reservatório como unidade de estudo vem proporcionar o conhecimento das condições físico-quimicas, como também da biodiversidade aquática local. Já que, até o momento informações diagnosticas sobre as condições limnológicas desse reservatório inexistem. Como podemos observar vários fatores interferem diretamente na dinâmica de um ecossistema aquático, com isso, estes necessitam de um freqüente programa de monitoramento, já que essas águas são fontes de abastecimento público, irrigação, como também, servem de locais para cultivo de peixes. A condição climática do Nordeste brasileiro, principalmente a da zona semi-árida, trás para a sua população a necessidade 13

15 por fontes alternativas de proteína animal. No estado do Rio Grande do Norte, ações governamentais têm sido propostas no sentido de consolidar a piscicultura em tanquesrede como uma importante atividade econômica no semi-árido potiguar. Apesar de ter uma finalidade de melhorar a condição de vida dos habilitantes dessa região, essa atividade quando não é praticada de forma sustentável, pode degradar profundamente o ecossistema aquático. O Brasil apresenta grande potencial para desenvolvimento da aqüicultura, por conta dos seus vastos recursos hídricos, das suas condições climáticas e da sua biodiversidade (Nuñer,2005). O cultivo de peixes em tanques-rede e gaiolas é a alternativa de investimento de menor custo e maior rapidez de implantação, que possibilitará um adequado aproveitamento destes recursos hídricos e a rápida expansão da piscicultura industrial no país (Kubitza, 1999). A piscicultura intensiva, em tanques-rede, tem sido apontada como um agronegócio capaz de melhorar as condições sociais e econômicas das populações residentes nos entornos dos reservatórios de médio e grande porte do semiárido brasileiro. Esses tanques-rede são estruturas de tela ou rede, fechadas de todos os lados, fixadas dentro do lago, para aprisionar os peixes e permitir a troca completa de água, de forma a remover os seus metabólitos e fornecer oxigênio aos organismos confinados (Beveridge, 1987). Apesar dos seus benefícios sócio-econômicos, a aqüicultura quando não é realizada de forma sustentável, pode causar degradação da qualidade da água do ecossistema aquático. Em muitos casos, peixes cultivados em tanques-redes são alimentados com dietas de alto teor protéico, e os desperdícios derivados dos alimentos são diretamente ou indiretamente libertados no ambiente circunvizinho (Pagand, et al. 2000; Effendie et al., 2005). Esse impacto negativo é relacionado principalmente à adição de nutrientes particulados ou dissolvidos, proveniente da excreção animal ou resíduos da alimentação (Phillips, Beveridge & Ross, 1985; Ackefors & Enell, 1990). Esses efluentes do cultivo têm sido comparados aos efluentes domésticos, liberando grande quantidade de nitrogênio e fósforo, produtos químicos e matéria orgânica, favorecendo a aceleramento do processo de eutrofização nos ambientes aquáticos. Causando assim, uma diminuição do teor de oxigênio dissolvido principalmente nas camadas mais profundas do 14

16 reservatório, como também o surgimento de patógenos, o que pode acarretar na mortalidade dos peixes (Naylor et al., 2000). Para estimar o nível máximo de produção que um corpo aquático é capaz de sustentar, onde não haja interferência na sua estrutura biótica e abiótica, é necessário avaliar a capacidade suporte desse ambiente. (Beveridge, 1987). Para a aplicação do conceito de capacidade de suporte para ecossistemas, com a finalidade de promover cultivos animais, se faz necessário considerar esta habilidade como uma característica intrínseca do ecossistema analisando a sua produtividade máxima e também a sua capacidade de assimilar os impactos provenientes desta atividade (Angelini, 2000). Como forma de prevenção das alterações no funcionamento e na dinâmica do corpo aquático, o monitoramento limnológico da qualidade da água, através da análise das condições nutricionais, constitui um importante instrumento de gestão ambiental. Através das informações obtidas, é possível definir políticas para uso da água, estabelecer critérios de qualidade e definir ações de controle da poluição. O objetivo principal do desenvolvimento sustentável dessa atividade pressupõe o uso máximo de um recurso sem causar danos à capacidade regenerativa do sistema. Com isso, esse trabalho teve como objetivos: i) avaliar o estado trófico do reservatório Mendubim (Rio Grande do Norte) com base nas concentrações de clorofila-a, de fósforo e nitrogênio total, e na transparência da água; ii) relacionar os padrões de variação temporal da composição e biomassa do fitoplâncton e zooplâncton às variações do estado trófico do reservatório e iii) determinar a capacidade suporte do reservatório para o desenvolvimento de atividades de piscicultura em tanques-redes, minimizando os impactos da atividade sobre a qualidade de água desse reservatório. 15

17 2- Material e Métodos 2.1 Área de Estudo O reservatório Mendubim, situado no semi-árido do Estado do Rio Grande do Norte, Brasil, é formado pelo barramento do rio Paraú, afluente da margem esquerda do rio Piranhas-Assu, a principal bacia hidrográfica do Estado (Figura 01, Tabela 01). A construção do reservatório Mendubim foi realizada pelo Departamento Nacional de Obras Contra as Secas (DNOCS), com obra finalizada no ano de 1959 (SEMARH,2007). Sua bacia hidráulica possui 970,71 hectares e sua capacidade acumulativa é de ,00 m³. O reservatório Mendubim é utilizado principalmente para abastecimento humano, irrigação, lazer e atividade de piscicultura extensiva (DNOCS, 2007). As principais atividades econômicas exercidas na área do entorno do reservatório são as plantações na vazante, tais como as culturas de subsistência de milho, feijão e capim. As fontes mais importantes de cargas poluidoras são difusas, oriundas de atividades antrópicas diversas (DNOCS 2007). O clima em toda a extensão da bacia, seguindo a classificação de Köppen é do tipo quente e semi-árido, com a estação chuvosa se atrasando para o outono. De um modo geral, as chuvas anuais médias de longo período são quantificadas entre 500 mm e 600 mm (SEMARH, 2007). Apresenta elevada taxa de evapo-transpiração, elevadas temperaturas médias anuais entre 26 e 28ºC (Brasil, 2005). A vegetação natural é do tipo xerófila (plantas adaptadas às secas, que trocam folhas por espinhos, têm raízes profundas e armazenam água), pertencente ao bioma caatinga (Oyama & Nobre, 2004). Os solos na sua maioria apresentam dominância Bruno Não Cálcico e Solos Litólicos Eutróficos, os quais são caracterizados por se apresentarem susceptíveis à erosão (SEMARH, 2007). 16

18 Figura 01 - Bacia Hidrográfica Piranhas/Açu com destaque para o reservatório Mendubim. Tabela 01 Valores médios, mínimo e máximo e desvio padrão da área (A), volume (V), vazão liberada e profundidade média (Zm = V/A) do reservatório Mendubim. Esses valores são baseados em uma série histórica de médias mensais dessas variáveis entre fevereiro/1997 e janeiro de N Média Mínimo Máximo DP Área (m²) ,01 689, ,00 274,45 Volume (m³) , , , ,9 Vazão (m³/s) 149 0,17 0 0,25 1,7 Vazão (m³/ano) , , ,00 230,9 Zm (m) 149 6,048 1,67 7,87 1,7 Fonte: Secretaria de Meio Ambiente e Recursos Hídricos. 17

19 2.2 Coletas de amostras e análises limnológicas As Coletas de água foram realizadas mensalmente no período de julho de 2006 a julho de 2007, com exceção do mês de fevereiro e junho/2007, em três pontos ao longo do eixo longitudinal do reservatório: P1 ( ,6 S e ,1 W) próximo à desembocadura do principal tributário, P2 ( ,0 S ,8 W) na área central do reservatório e P3 ( ,0 S ,0 W) próximo à barragem (Figura 02). Os dados de volume de água do reservatório em todo período de estudo foram fornecidos pela Secretaria de Meio Ambiente e Recursos Hídricos do Rio Grande do Norte (SEMARH,2007). Figura 2 - Imagem de satélite do reservatório Mendubim com os pontos de coleta. 18

20 A transparência da água foi medida in situ com auxilio de um disco de Secchi. Em cada ponto amostral, amostras de água foram coletadas com garrafa tipo Van Dorn a cada metro de profundidade, ao longo de toda a coluna de água, e integradas numa única amostra representativa, de onde foram retiradas sub-amostras para análises químicas e biológicas. Sub-amostras para a determinação das concentrações de nitrogênio e fósforo total foram acondicionadas em garrafas de polietileno previamente lavadas com HCl e água destilada, resfriadas em caixas térmicas com gelo durante o transporte para o laboratório, e armazenadas em freezer. Logo após a coleta, alíquotas (50 ml) foram filtradas em filtros de fibra de vidro 934-AH Whatman (porosidade=1,5µm), para análises de clorofila-a e sólidos em suspensão. Sub-amostras (200 ml) para posterior identificação e contagem do fitoplâncton foram preservadas em solução de lugol acético. A concentração de clorofila-a foi determinada através de espectrofotômetro, após extração do pigmento com etanol a 95% por aproximadamente 20 horas (Marker et al.1980; Jespersen e Christoffersen, 1988). A concentração de fósforo total foi determinada colorimetricamente pelo método do ácido ascórbico após oxidação da amostra com persulfato de potássio (APHA,1998). A concentração de nitrogênio total foi medida a partir dos métodos de Valderrama (1981), que se baseia na oxidação simultânea da maior parte dos compostos nitrogenados em meio básico, e Muller & Weidemann (1955), que se baseia na reação do nitrato com salicilato de sódio. A razão NT/PT foi estimada a partir dos valores de nitrogênio e fósforo total. As concentrações de sólidos suspensos totais (fixos e voláteis) foram determinadas por gravimetria de acordo com APHA (1998). Para tanto, as amostras de água foram filtradas em filtros Whatman 934-AH previamente secos e pesados. Os filtros contendo o material particulado foram novamente secos em estufa à 105ºC por aproximadamente 1 hora e logo em seguida pesados em balança analítica. Este procedimento foi repetido até que fosse atingindo um peso estável. Em seguida, os filtros foram incinerados em mufla à 550 C por 15 minutos e as cinzas foram pesadas visando determinar as concentrações de sólidos fixos em suspensão. Sólidos voláteis suspensos (SVS) foram determinados pela diferença dos sólidos suspensos totais (SST) e sólidos fixos suspensos (SFS). Para a análise qualitativa do fitoplâncton, amostras foram coletadas em arrastos verticais e horizontais com rede de plâncton (20 µm) e fixadas com formol a 4%. A 19

21 identificação e quantificação do fitoplâncton foram feitas em microscópio invertido de marca Olimpus modelo IX70, e seguiu o método de Utermöhl (1958). A densidade dos organismos (células, colônias e filamentos), em indivíduos.ml -1, foi determinada em campos aleatórios. O número de campos variou de uma amostra para outra, e a finalização da contagem foi feita tomando como critério a contagem de, no mínimo, 100 indivíduos de espécies mais abundantes e pela curva de estabilização das espécies, sendo o erro menor que 20%, a um coeficiente de confiança de 95% seguindo o critério de Lund et. al. (1958). Para quantificar o biovolume do fitoplâncton foram medidos pelo menos 25 indivíduos das espécies mais abundantes utilizando-se fórmulas geométricas sólidas similares (Hillebrand et al. 1999). Para a coleta do mesozooplâncton foram feitos três arrastos verticais, com rede de 200μm, a partir de 1m do fundo de cada ponto de coleta. Foi utilizada rede de 200μm, devido o mesozooplâncton (copépodos e cladóceros) apresentar maior capacidade de filtração e consequentemente maior capacidade de controlar as populações de algas. Portanto, esta fração de zooplâncton poderia explicar parte da variação observada na biomassa de fitoplâncton do reservatório. O volume de água filtrado foi calculado pelo produto da área da boca da rede e a profundidade do arrasto, assumindo 100% de eficiência de filtragem pela rede. As amostras coletadas foram acondicionadas em frascos de polietileno e fixadas em formol 4%. As análises qualitativa e quantitativa do mesozooplâncton foram realizadas com auxílio da câmara de Sedwick-Rafter, em microscópio óptico. Foram contadas de três a cinco sub-amostras para cada amostra coletada no campo até que o coeficiente de variação fosse igual ou inferior a 20, ou seja, o erro associado às contagens dos organismos não fosse maior que 20%. Subseqüentemente foi feita uma média para cada grupo de organismos contados nas sub-amostras, onde o número médio de organismos foi multiplicado pelo volume da amostra (ml) e dividido pelo volume da sub-amostra (1mL) para estimar a quantidade total de organismos na amostra. Em seguida a quantidade de organismos na amostra foi dividida pelo volume de água (L) amostrado no campo para calcular a densidade original (Ind.L -1 ) dos organismos zooplanctônicos na amostra. Para a estimativa da biomassa zooplanctônica foram medidos pelo menos 30 indivíduos, o peso fresco foi estimado através do biovolume de cada indivíduo, assumindo que 10 6 μm 3 corresponde a 1μg do peso fresco. O peso seco foi 20

22 estimado como sendo 10% do peso fresco (Pace & Orcutt, 1981). Para os cladóceros e copépodos foram utilizadas equações de regressão relacionando peso seco e comprimento de acordo com Bottrell et al. (1976) Análise estatística No presente estudo, foram realizadas análises de regressões lineares com objetivo de quantificar as relações: (1) entre as concentrações de nutrientes (nitrogênio e fósforo) e a biomassa total do fitoplâncton; (2) entre as concentrações de nutrientes (nitrogênio e fósforo) e a biomassa de cianobactérias; (3) entre as concentrações de clorofila e sólidos fixos e voláteis suspensos e a transparência da água e, (4) entre a biomassa fitoplanctônica e zooplânctonica no reservatório Mendubim. Foi utilizada uma análise de variância simples (ANOVA) para avaliar se os diferentes pontos de coleta no reservatório diferiam com respeito as suas variáveis limnológicas (ANEXO 2). As analises estatísticas foram realizadas com o auxilio do software Statistica 6.0 da StatSoft. Antes da análise, os dados foram transformados em logaritmo natural para atender as premissas de linearidade e normalidade dos resíduos Capacidade de suporte do reservatório Levando-se em consideração que a abundância algal é negativamente correlacionada à qualidade da água, e de que o fósforo (P) é geralmente o nutriente mais limitante ao crescimento fitoplanctônico, utilizamos o modelo de Dillon & Rigler (1974), para determinar a capacidade de suporte do reservatório Mendubim para fins de piscicultura intensiva. O modelo considera que a concentração de fósforo total [P] em um dado corpo d água é determinada pela carga de P, tamanho do lago (área e profundidade média), taxa de renovação da água (fração da coluna d água perdida anualmente para jusante e a fração de P permanentemente perdida para o sedimento). Segundo o modelo, em uma situação de equilíbrio: [P] = L (1-R) / zp, Onde: 21

23 [P] é a concentração de P-total em mg/l L é a carga de P-total em g/m 2 /ano Z é a profundidade média em metros R é a fração da carga de P-total que é retida no reservatório p é a taxa de renovação de água em volumes por ano. Sendo que R= 1- (qo [P]o / qi [P]i), onde: qo= vazão efluente em m 3 /ano qi= vazão afluente em m 3 /ano [P]o= concentração de P-total na água que sai do reservatório [P]i= concentração de P-total na água que entra no reservatório Com base nesse modelo, pode-se determinar a capacidade de suporte de um lago ou reservatório para a aqüicultura em tanques-redes. Partindo-se do pressuposto de que a concentração original de P sofrerá um aumento como resultado da atividade de piscicultura até o nível determinado pela função dos usos pretendidos para este ecossistema. Assim, a capacidade de carga de fósforo que um reservatório pode receber para atividade de piscicultura intensiva em tanques-rede [P], pode ser expressa como a diferença entre a concentração de fósforo antes da atividade aqüicola [Pi], e a concentração de fósforo final desejável ou aceitável [Pf]. No presente estudo, adotaremos como valor de [Pf] o limite de 60µg l -1 estabelecido em um estudo sobre tipologia de reservatórios de regiões semi-áridas como sendo o limite critico para classificar reservatórios como eutróficos nessas regiões (Thornton & Rast, 1993). Dessa forma, a carga de P máxima permitida para a atividade de piscicultura intensiva foi calculada através da seguinte equação: Δ[ P] = [ Pf ] [ Pi] = Lp(1 Rp) zp Onde, L é a carga aceitável de P-total derivada da aqüicultura em tanques-rede e R é a fração da carga de P-total que é retida no reservatório. A partir do cálculo de L, estimou-se a produção máxima sustentável de peixes (toneladas/ano) em tanques-rede da seguinte maneira: multiplicou-se L (em mg/m²ano) pela área média (m²) do reservatório para encontrar a carga de P máxima permitida (Kg/ano) para todo o reservatório; em seguida, esta carga foi dividida pela quantidade de P liberada para o ambiente por tonelada de peixe 22

24 produzida (Kg de P/ton de peixe) para encontrar a produção máxima sustentável de peixes (toneladas/ano). Para o cálculo da quantidade de P liberada por tonelada de peixe produzida, deve-se levar em consideração a espécie cultivada, a taxa de conversão alimentar e o conteúdo de fósforo na ração. A espécie escolhida neste estudo é a Oreochromis niloticus (tilápia do Nilo), que apresenta um conteúdo de P corporal que corresponde a 0,9% do seu peso úmido (Dantas & Attayde, 2007). A taxa de conversão alimentar nos atuais sistemas de cultivo varia de 1,5:1 a 2:1 e o conteúdo de fósforo das rações comerciais mais utilizadas pode variar de 0,6% a 1,0%. Este modelo proposto para estimar a capacidade suporte da piscicultura intensiva em tanques-redes, representa uma ferramenta bastante útil, no entanto, existem restrições para a aplicação do modelo em ecossistemas lacustres cujo nutriente limitante não é o fósforo (Beveridge, 1987). Com isso, a importância do nitrogênio como elemento limitante à produção primária do reservatório será avaliada através do monitoramento das razões entre as concentrações de nitrogênio e fósforo total na água. Razões atômicas entre N e P inferiores a 14:1 indicam provável limitação por nitrogênio ( Downing & McCauley, 1992). Portanto, o modelo de Beveridge não será aplicado à água do açude Mendubim, se esta apresentar razões N:P médias inferiores à 14:1. Os dados hidrológicos do reservatório Mendubim, dos últimos dez anos foram fornecidos pela Secretária de Meio Ambiente e Recursos Hídricos do Estado do Rio Grande do Norte (SEMARH) (ANEXO 5). 23

25 3-Resultados 3.1- Variáveis Limnológicas Durante o período de estudo o reservatório Mendubim apresentou volume praticamente constante, próximo a sua capacidade máxima de armazenagem (Figura 03) % Volume (m³) julho agosto setembro outubro novembro dezembro A profundidade média dos pontos de coleta, nos meses de estudo foi de 10,5m (±2,04), sendo a profundidade máxima de 18,5m em agosto/2006 no ponto 3 e mínima de 4 m em abril/2007 no ponto 1. Observamos que o ponto de coleta 1 é o que apresentou menor profundidade, já o ponto 3 é o mais fundo, e este padrão permanece em todo período de estudo (figura 4). Observamos que a profundidade dos pontos de coleta não apresentou variação acentuada ao longo do período de estudo. janeiro Figura 03: Porcentagem do volume do reservatório Mendubim em relação ao volume máximo do reservatório em todo período de estudo março abril maio julho Profundidade (m) P1 P2 P3 jul/06 ago/06 set/06 out/06 nov/06 dez/06 jan/07 fev/07 mar/07 abr/07 mai/07 jun/07 jul/07 Figura 04: Profundidade do reservatório Mendubim, nas três estações de coleta ao longo do período de estudo. 24

26 Quanto à transparência da água, podemos observar que as águas do reservatório Mendubim apresentam-se relativamente transparentes, com valor médio de 1,7m (±0,3), com valor máximo encontrado em novembro/2006, maio e julho/2007 de 3m no ponto 3 e valor mínimo de 0,8m no ponto 1. Em todo período de estudo, o ponto 1 apresentou-se mais turvo, com menor valor de transparência da água, e o ponto 3 foi o que apresentou maior transparência da água no reservatório. A transparência da água apresentou diferença de até dois metros ao longo do ano, especialmente na região mais profunda (Figura 05). Transparência da água (m) 3,5 3 2,5 2 1,5 1 0,5 0 P1 P2 P3 jul/06 ago/06 set/06 out/06 nov/06 dez/06 jan/07 fev/07 mar/07 abr/07 mai/07 jun/07 jul/07 Figura 05: Transparência da água nas três estações de coleta, ao longo do período de estudo no reservatório Mendubim. As maiores concentrações de sólidos totais em suspensão foram observadas nas amostragens do mês de dezembro de 2006 e as menores em setembro de 2006 (Figura 6 a). A concentração média de sólidos totais em suspensão de todos os pontos e meses de coleta foi de 4,50 mg l -1 (±1,93). A concentração média de sólidos fixos encontrada foi de 2,22 mg l -1 (±2,02), as maiores concentrações encontradas foram no mês de dezembro/2006 com valor de 8,8 mg l -1 no ponto 1 e menor valor nos meses de outubro e novembro/2006 no ponto 3, com valor de 0,05 mg l -1 (Figura 6b). Os sólidos voláteis apresentou concentração média de 3,10 mg l -1 (±1,60), os maior valor encontrado, foi no mês de janeiro/2007 no ponto 2 com valor de 6,6 mg l -1, já o menor valor foi observado no mês de agosto/2006 no ponto 3 com concentração de 0,2 mg l -1 (Figura 6c). 25

27 Sólidos Totais (mg -1 ) a) P1 P2 P3 jul/06 ago/06 set/06 out/06 nov/06 dez/06 jan/07 fev/07 mar/07 abr/07 mai/07 jun/07 jul/07 Sólidos Fixos (mg.l -1 ) b) P1 P2 P3 jul/06 ago/06 set/06 out/06 nov/06 dez/06 jan/07 fev/07 mar/07 abr/07 mai/07 jun/07 jul/07 Sólidos Voláteis (mg.l -1 ) c) P1 P2 P3 jul/06 ago/06 set/06 out/06 nov/06 dez/06 jan/07 fev/07 mar/07 abr/07 mai/07 jun/07 jul/07 Figura 06: Concentração de sólidos totais (a), fixos (b) e voláteis em suspensão(c), nos três pontos de coleta, ao longo do período de estudo no reservatório Mendubim. 26

28 A concentração média de fósforo total (PT) encontrada no reservatório Mendubim durante o estudo foi de 30,8 µg l -1 (±12,3). A concentração de fósforo total mais elevada foi verificada em março/2007 com concentração de 82 µg l -1 no ponto 3, já a concentração menor também foi observada no mês de março/2007 com valor de 3,7 µg l -1 no ponto 1. A maioria dos meses amostrados, mostrou valores de fósforo total abaixo do limite estabelecido pela resolução CONAMA/357, para águas da classe II que é 30 µg l -1 (Figura 07). Fósforo Total (µg l -1 ) P1 P2 P3 jul/06 ago/06 set/06 out/06 nov/06 dez/06 jan/07 fev/07 mar/07 abr/07 mai/07 jun/07 jul/07 Figura 07: Concentração de fósforo total nos três pontos de coleta, ao longo do período de estudo no reservatório Mendubim. As concentrações de nitrogênio total foram elevadas durante todos os meses amostrados (Figura 08), com concentração média de 1711,1 µg l -1 (±151,5), com concentração maior em julho/2006 e março/2007 com valor de 2100 µg l -1 nos pontos de coleta 2 e 3, e menor em março/2007 com valor de 1300 µg l -1 no ponto 2. 27

29 Nitogênio Total (µg l -1 ) P1 P2 P3 0 jul/06 ago/06 out/06 mar/07 mai/07 jul/07 Figura 08: Concentração de Nitrogênio total nos três pontos de coleta, ao longo do período de estudo no reservatório Mendubim. A razão NT/PT apresentou variação de 65,4 (±12,4) no mês de março de 2007, a 269,7 ((±81,6) em agosto de 2006 (Figura 09). A maior razão encontrada 431,8 no mês de maio/2007 no ponto 1, e menor no mês de março/2007 no ponto 3. Analisando a variação espacial da razão N:P, podemos observar uma diminuição em direção a barragem em praticamente todos os meses amostrados(figura 09) Razão NT:PT jul/06 ago/06 out/06 mar/07 mai/07 jul/07 P1 P2 P3 Figura 09: Razão NT:PT nos três pontos de coleta, ao longo do período de estudo no reservatório Mendubim. O valor médio de clorofila-a encontrado em todo período de estudo foi de 5,62 µg l -1 (±2,03). Concentrações mais elevadas de clorofila-a foram verificados em novembro/2006 e dezembro/2006 (11,9 µg l -1 ) nos pontos 1 e 3 respectivamente, enquanto concentrações mais reduzidas ocorreram em março/2007 (1,19µg l -1 ) no ponto 28

30 2.Valores mais elevados de clorofila-a foram observados no ponto 1, em quase todo o período de estudo (Figura 10) Clorofila-a (µg l -1 ) jul/06 ago/06 set/06 out/06 nov/06 dez/06 jan/07 fev/07 mar/07 abr/07 mai/07 jun/07 jul/07 Figura 10: Concentração clorofila-a nos três pontos de coleta, ao longo do período de estudo no reservatório Mendubim. A comunidade fitoplanctônica do reservatório Mendubim, foi representada por 39 táxons (Tabela 3 em anexo), distribuídos entre Cianobactérias (13), Clorofíceas (15), Diatomáceas (6), Euglenofíceas (4) e Xantofíceas (1). Chlorophyceae foi a classe que apresentou uma maior riqueza especifica de táxons (39%), sendo a espécie Gloeocystis vesiculosa a mais freqüente durante todo o período estudado (100% de freqüência). Em seguida, a classe Cyanophyceae esteve presente com 33% dos táxons, sendo Aphanocapsa delicatissima a espécie com maior freqüência presente em todos os meses e pontos amostrados no reservatório. A divisão Bacillariophyta representou 15% dos táxons, enquanto as classes Euglenophyceae e Xanthophyceae tiveram 10 e 3% dos táxons, respectivamente (Figura 11). z P1 P2 P3 29

31 CYANOPHYCEAE CHLOROPHYCEAE BACILLARIOPHYTA XANTHOPHYCEAE EUGLENOPHYCEAE 15% 3% 10% 33% 39% Figura 11: Porcentagem dos táxons identificados no reservatório Mendubim em todo período de estudo. A densidade média total da comunidade fitoplanctônica do açude Mendubim variou de ind.ml -1 (±1945) em outubro/2006 a ind.ml -1 (±1368) em maio/2007, com média de ,7 ind.ml -1 (±8986). Cianofícea foi o grupo dominante, com densidade variando entre ind.ml -1 em outubro/2006 a ind.ml -1 em maio/2007. Pode-se observar uma tendência de aumento da densidade do fitoplâncton a partir do mês de novembro de 2006 até julho de 2007 (Figura 12) ind.ml jul/06 ago/06 set/06 out/06 nov/06 dez/06 jan/07 mar/07 abr/07 mai/07 jul/07 CYANOPHYCEAE CHLOROPHYCEAE BACILLARIOPHYTA EUGLENOPHYCEAE XANTHOPHYCEAE Figura 12: Densidade média das classes de fitoplâncton encontradas ao longo do período de estudo no reservatório Mendubim. O biovolume algal médio no reservatório Mendubim em todo período de estudo foi de 5,53 mm³/l. O maior biovolume algal encontrado foi de 25 mm³/l no mês de março/2007 no ponto 2 e o menor encontrado foi de 0,02 mm³/l em abril/2007 no ponto1(figura 13).A classe Cyanophyceae foi a de maior contribuição em relação ao 30

32 biovolume total do reservatório, com média de 3,55 mm³/l, em seguida a classe Chlorophyceae com apresentou em média 1,98 mm³/l, já as classes Bacillariophyta, Euglenophyceae e Xanthophyceae apresentaram (0,24 mm³/l, 0,07 mm³/l e 0,04 mm³/l) respectivamente. Biovolume Fitoplanctônico (mm³/l) PONTO I jul/06 ago/06 set/06 out/06 nov/06 dez/06 jan/07 fev/07 mar/07 abr/07 mai/07 jun/07 jul/07 Biovolume Fitoplanctônico (mm³/l) PONTO II jul/06 ago/06 set/06 out/06 nov/06 dez/06 jan/07 fev/07 mar/07 abr/07 mai/07 jun/07 jul/07 Biovolume Fitoplanctônico (mm³/l) PONTO III jul/06 ago/06 set/06 out/06 nov/06 dez/06 jan/07 fev/07 mar/07 abr/07 mai/07 jun/07 jul/07 CYANOPHYCEAE CHLOROPHECEAE BACILLARIOPHYTA XANTHOPHYCEAE EUGLENOPHECEAE Figura 13: Biovolume fitoplanctônico por classe taxonômica (Cyanophyceae, Chlorophyceae, Bacillariophyceae, Xanthophyceae e Euglenophyceae) dos três pontos de coleta no reservatório Mendubim em todo o período de estudo. 31

33 O biovolume médio da classe Cyanophyceae nos três pontos de coleta, no reservatório variou entre 0,19mm³/L em outubro/06 a 12,111mm³/L em março/07, com média de 3,557mm³/L. Em três ocasiões (novembro e dezembro de 2006 e maio de 2007) o biovolume das cianobactérias excedeu o valor máximo estabelecido pela resolução CONAMA nº 357 (2005) para água de classe II, destinadas ao consumo humano e ao cultivo de organismos aquáticos, que é de 5 mm³/l (Figura 14) 25 Cianobactérias CONAMA 375/05 Biovolume (mm³/l) jul/06 ago/06 set/06 out/06 nov/06 dez/06 jan/07 mar/07 abr/07 mai/07 jul/07 Figura 14: Biovolume de cianobactérias (mm³/l) no reservatório Mendubim ao longo do período de estudo (a linha reta representa o valor máximo permitido pela resolução CONAMA 357 de março de 2005 (5 mm³/l). O mesozooplanctôn do reservatório Mendubim em todo período de estudo foi representado por seis gêneros, três dos quais pertencem à ordem Cladocera (Diaphanosoma, Daphnia e Ceriodaphnia) e três à ordem Copepoda (Notodiaptomus, Argyrodiaptomus e copepodito de Calanoida). A densidade média de cladóceros foi maior do que a de copépodos calanoides com 8,78 ind/ L (±5,3) e 6,13 ind/ L (±3,6) respectivamente. Dentre os gêneros que apresentaram maior densidade, destacam-se Notodiaptomus e Daphnia, com 4,15 ind/ L (±2,13) e 3,9 ind/ L (±4,3) respectivamente (Figura 16). Por outro lado, os copépodos apresentam praticamente em todo período, e nos três pontos de coleta maior biomassa que os cladóceros, com valores de 136,4 μg.p.s.l -1 (±64,61) e 74,3 μg.p.s.l -1 (±73,3) respectivamente (Figuras17). O gênero Notodiaptomus, foi o que apresentou maior biomassa com média de 70,64 μg.p.s.l -1 (±35,5). 32

34 ind/l jul/06 ago/06 set/06 out/06 nov/06 dez/06 jan/07 fev/07 mar/07 abr/07 mai/07 jun/07 jul/07 Figura 15: Densidade média total do mesozooplâncton ao longo do período de estudo no reservatório Mendubim ind/l jul/06 ago/06 set/06 out/06 nov/06 dez/06 jan/07 fev/07 mar/07 abr/07 mai/07 jun/07 jul/07 Copépodo Cladócero Figura 16: Densidade média dos grupos do mesozooplâncton no reservatório Mendubim encontrados ao longo do período de estudo. 33

35 300 PONTO I μg.p.s/l jul/06 ago/06 set/06 out/06 nov/06 dez/06 jan/07 fev/07 mar/07 abr/07 mai/07 jun/07 jul/ PONTO II 80 μ g.p.s/l jul/06 ago/06 set/06 out/06 nov/06 dez/06 jan/07 fev/07 mar/07 abr/07 mai/07 jun/07 jul/ PONTO III μ g.p.s/l jul/06 ago/06 set/06 out/06 nov/06 dez/06 jan/07 fev/07 mar/07 abr/07 mai/07 jun/07 jul/07 Copépodo Cladocero Figura 17: Biomassa do mesozooplâncton por grupo taxonômico (Copépodo e Cladócero) do reservatório Mendubim nos três pontos de coleta em todo período de estudo. 34

36 Com os resultados das regressões lineares Clorofila-Fósforo, Clorofila- Nitrogênio, e Clorofila-Razão NT/PT encontrados (Figura 18a), podemos verificar que as variações das concentrações de nitrogênio são as que melhor explicam as variações das concentrações de clorofila-a (Figura 18b). No entanto, de forma geral essas relações dos nutrientes com a biomassa algal foram fracas, indicando que o nitrogênio não deve ser o fator mais importante no controle da biomassa fitoplanctônica no reservatório Mendubim. Da mesma forma, os baixos coeficientes de determinação das regressões entre o biovolume de cianobactérias e concentrações e razões de nutrientes, como também entre o biovolume de Notodiaptomus, indicam o reduzido valor preditivo das concentrações de nutrientes e herbivoria do zooplâncton sobre o biovolume de cianobactérias (Figura 19). Por outro lado, as regressões envolvendo a transparência da água, mostraram que esta é influenciada pela biomassa fitoplanctônica total (Figura 20a). Porém, a origem da turbidez da água não pôde ser explicada pela quantidade de matéria orgânica total na água, visto que a regressão entre a transparência do disco de Secchi e a concentração de sólidos voláteis suspensos resultou em baixo coeficiente de determinação (Figura 20b). Ainda, a transparência do disco de Secchi também não apresentou relação importante com a concentração de sólidos fixos suspensos (figura 20c). As relações entre o biovolume fitoplanctônico total e mesozooplâncton total, em todo período de estudo, não foi significativa (Figura 21a). Da mesma forma, regressões entre a classe de fitoplâncton com maior biovolume relativo (Gloeocystis vesiculosa) e o mesozooplâncton total, apresentaram mesmo padrão (Figura 21b). 35