UNIVERSIDADE FEDERAL DO PARANÁ DIOGO SARMENTO DE AZEVEDO LESSA

Texto

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UNIVERSIDADE FEDERAL DO PARANÁ

DIOGO SARMENTO DE AZEVEDO LESSA

c o m p a r a çAo e n t r e m o d e l o s d e e u t r o f i z a çAo a p l i c a d o s

AOS CORPOS D ’ÁGUA VERTICALMENTE HOMOGÊNEOS

CURITIBA 2018

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DIOGO SARMENTO DE AZEVEDO LESSA

COMPARAÇÃO ENTRE MODELOS DE EUTROFIZAÇÃO APLICADOS AOS CORPOS D ^ G U A VERTICALMENTE HOMOGENEOS

Dissertação apresentada ao Programa de Pós- Graduação em Engenharia Ambiental (PPGEA), Setor de Tecnologia da Universidade Federal do Parana, como requisito para a obtençao do grau de Mestre em Engenharia Ambiental.

Orientador: Cynara de Lourdes da N. Cunha

CURITIBA 2018

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Catalogação na Fonte: Sistema de Bibliotecas, U FPR Biblioteca de Ciência e Tecnologia

L638c Lessa, Diogo Sarmento de Azevedo

Com paração entre m odelos de eutrofização aplicados aos corpos d'água verticalm ente hom ogêneos [recurso eletrônico] / Diogo Sarmento de Azevedo Lessa. - Curitiba, 2018.

Dissertação - Universidade Federal do Paraná, Setor de Tecnologia, Programa de Pós-G raduação em Engenharia Am biental, 2018.

Orientador: Cynara de Lourdes da Nóbrega Cunha .

1. Água - Qualidade. 2. Eutrofização. 3. Fitoplâncton. 4. Clorofila-a. 5.

Carbono. I. Universidade Federal do Paraná. II. Cunha, Cynara de Lourdes da Nóbrega . III. Título.

CDD: 551.48

Bibliotecário: Elias Barbosa da Silva C R B -9/1894

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M IN ISTÉ R IO DA EDUCAÇÃO SE TO R TEC N O LO G IA

U N IVE R SID A D E FEDERAL DO PARANÁ

PR Ó -R EITO R IA DE PE SQ U ISA E PÓ S -G R A D U AÇ Ã O PR O G R A M A DE PÓ S -G R A D U AÇ Ã O E N G E N H AR IA AM BIE N TA L

TERMO DE APROVAÇAO

Os membros da Banca Examinadora designada pelo Colegiado do Programa de Pós-Graduação em ENGENHARIA AMBIENTAL da Universidade Federal do Paraná foram convocados para realizar a arguição da Dissertação de Mestrado de D IO G O S A R M E N T O D E A Z E V E D O L E S S A , intitulada: C O M P A R A Ç Ã O E N T R E M O D E L O S DE E U T R O F IZ A Ç Ã O A P L IC A D O S A O S C O R P O S D Á G U A V E R T IC A L M E N T E H O M O G Ê N E O S , após t e r e m i n q u i r i d o o a l u n o e r e a l i z a d o a a v a l i a ç ã o do t r a b a l h o , s ã o de p a r e c e r p e l a s u a

ÜjjiAxroIM V ÍL a _____________________no r i t o de d e f e s a .

A outorga do título de Mestre está sujeita à homologação pelo colegiado, ao atendimento de todas as indicações e correções solicitadas pela banca e ao pleno atendimento das demandas regimentais do Programa de Pós- Graduação.

Curitiba, 23 de Novembro de 2018.

DIANA MARIA CANCELLI(ENVEX) (Avaliador Externo)

(Presidenje da Banca Examinadora)

(Avaliador Interno)

C entro P olitécnico da UFPR - Curitiba - Paraná - Brasil C E P 81531-990 - Tel: (41) 3361-3012 - E-mail: ppgea@ ufpr.br

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“O homem vive da natureza, isto é, a natureza é seu corpo, e tem que manter com ela um diálogo ininterrupto se não quiser morrer. Dizer que a vida física e mental do homem está ligada à natureza significa simplesmente que a natureza está ligada a si mesma, porque o homem é parte dela.”

(Karl Marx - Manuscritos econômico-filosóficos)

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R E SU M O

O processo que provoca o enriquecimento de nutrientes em ambientes aquáticos é chamado de eutrofização. A eutrofização pode ser considerada como uma reação de causas e efeitos, cuja característica principal é a quebra da estabilidade entre a pro­

dução de matéria orgânica, o consumo e a decomposição. O fitoplâncton encontra-se na base da cadeia alimentar de ecossistemas aquáticos e serve de alimento a orga­

nismos maiores. O objetivo deste trabalho é investigar a influência da circulação hidrodinâmica sobre os processos de crescimento fitoplanctônico em corpos d'água e aplicar formulações para estimar a biomassa do fitoplâncton a partir dos mecanis­

mos relacionados ao transporte, crescimento e perdas de sua biomassa, assim como sua interação com os nutrientes (nitrogênio e fósforo). Foram implementados, em um modelo bidimensional em planta, as reações cinéticas do ciclo do nitrogênio e do ciclo fósforo, utilizando como base as formulações de dois modelos: SisBaHiA®

(modelo de qualidade de água) e PCLake (modelo ecológico). Os modelos propos­

tos apresentam a concentração de fitoplâncton com o uso de distintos indicadores clorofila-a (SisBaHiA®) e carbono (PCLake). Um modelo concentrado apresenta que há similaridade no crescimento algal limitado pela presença de nutrientes (amônia, nitrato e fósforo inorgânico), uma vez indicada pela presença de clorofila-a, noutra indicada pela presença de carbono. As reações cinéticas das substâncias foram apli­

cadas num modelo de transporte advectivo-difusivo para corpos d'água misturados na direção vertical. As formulações que foram implementadas no modelo bidimensi­

onal indicaram que o crescimento do fitoplâncton apresenta resultados semelhantes em toda simulação.

Palavras-chaves: Modelo de qualidade de água. Fitoplâncton. Clorofila-a. Car­

bono.

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A B S TR A C T

The process that causes enrichment of nutrients in aquatic environments is called eutrophication. Eutrophication can be considered as a reaction of causes and effects, whose main characteristic is the breakdown of the stability between the production of organic matter, the consumption and the decomposition. Phytoplankton is at the base of the food chain of aquatic ecosystems and serves as food for larger organ­

isms. The objective of this study is to investigate the influence of hydrodynamic circulation on the phytoplankton growth processes in water bodies and to apply formulations to estimate phytoplankton biomass from the mechanisms related to transport, growth and losses of its biomass, as well as its interaction with nutri­

ents (nitrogen and phosphorus). The kinetic reactions of the nitrogen cycle and the phosphorus cycle were implemented in a two-dimensional model, using two for­

mulations: SisBaHiA® (water quality model) and PCLake (ecological model). The proposed models present the phytoplankton concentration with the use of different chlorophyll-a (SisBaHiA®) and carbon (PCLake) indicators. A concentrated model shows that there is similarity in algal growth limited by the presence of nutrients (ammonia, nitrate and inorganic phosphorus), once indicated by the presence of chlorophyll-a, in another indicated by the presence of carbon. The kinetic reactions of the substances were applied in an advective-diffusive transport model for water bodies mixed in the vertical direction. The formulations th at were implemented in the two-dimensional model indicated th at the growth of phytoplankton presents similar results in all simulation.

K ey-w ords: Water quality model. Phytoplankton. Chlorophyll-a. Carbon.

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Lista de figuras

Figura 2.1 -Ilu straçao de alguns locais favoráveis à presença de fitoplâncton em um lago durante diferentes épocas do an o ... 23 Figura 5.1 -E stabilizaçao das variáveis de estado referentes ao Nitrogênio ao longo

do tem po - lago Beulakerw ijde... 62 Figura 5.2 -E stabilizaçao das variáveis de estado referentes ao Fósforo ao longo do

tem po - lago Beulakerwijde... 62 Figura 5.3 -V ariaçao tem poral das concentrações do fitoplâncton (indicado pela

clorofila-a e carbono) no lago Beulakerw ijde... 63 Figura 5.4 -C rescim ento do fitoplâncton em funçao da razao entre o fósforo e a

clorofila-a p ara diferentes taxas de crescimento fitoplanctônico - lago Zuidlaarderm eer. Formulaçao baseada no SisBaHiA®... 64 Figura 5.5 -C rescim ento do fitoplâncton em funçao da razao entre o fósforo e car­

bono p ara diferentes tax as de crescimento fitoplanctônico - lago Zui- dlaarderm eer. Formulaçao baseada no PC L ake...65 Figura 5.6 -C rescim ento do fitoplâncton em funçao da razao entre o nitrogênio

e carbono p ara diferentes taxas de crescimento fitoplanctônico - lago Zuidlaarderm eer. Formulaçao baseada no P C L ake... 66 Figura 5.7 -E stim ativ a das relações de m assa do fitoplâncton nos lagos em estudo. 67 Figura 6.1 -M a lh a utilizada nas simulações... 69 Figura 6.2 -P a d ra o de circulaçao hidrodinâm ico de um reservatório hipotético. . . . 71 Figura 6.3 -E staçõ es situadas no interior do reservatório... 71 Figura 6.4 -T em p o de residência no corpo hídrico, em horas... 72 Figura 6.5 -D istribuiçao espacial da concentraçao de nitrogênio orgânico num re­

servatório hipotético ao longo do tem po: (a) e (b) 6 horas; (c) e (d) 24 horas; (e) e (f) 120 horas; e (g) e (h) 240 horas. Os m apas a esquerda representam as simulações feitas pelas equações do SisBaHiA®, os da direita do PC L ake... 74 Figura 6.6 -D istribuiçao espacial da concentraçao de nitrogênio amoniacal num re­

servatório hipotético ao longo do tem po: (a) e (b) 6 horas; (c) e (d) 24 horas; (e) e (f) 120 horas; e (g) e (h) 240 horas. Os m apas a esquerda representam as simulações feitas pelas equações do SisBaHiA®, os da direita do PC L ake... 75

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Figura 6.7 -D istribuição espacial da concentração de n itrato num reservatório hipo­

tético ao longo do tem po: (a) e (b) 6 horas; (c) e (d) 24 horas; (e) e (f) 120 horas; e (g) e (h) 240 horas. Os m apas a esquerda representam as simulações feitas pelas equações do SisBaHiA®, os da direita do PCLake. 76 Figura 6.8 -D istribuição das concentrações de nitrogênio orgânico, am ônia e n itrato

em diferentes estações durante 10 dias... 77 Figura 6.9 -D istribuição espacial da concentração de fósforo orgânico num reser­

vatório hipotético ao longo do tem po: (a) e (b) 6 horas; (c) e (d) 24 horas; (e) e (f) 120 horas; e (g) e (h) 240 horas. Os m apas a esquerda representam as simulações feitas pelas equações do SisBaHiA®, os da direita do PC L ake... 78 Figura 6.10 -Distribuição espacial da concentração de fósforo inorgânico - ortofos-

fato - num reservatório hipotético ao longo do tem po: (a) e (b) 6 ho­

ras; (c) e (d) 24 horas; (e) e (f) 120 horas; e (g) e (h) 240 horas. Os m apas a esquerda representam as simulações feitas pelas equações do SisBaHiA®, os da direita do P C L ake... 79 Figura 6.11 -Distribuição das concentrações de fósforo orgânico e fósforo inorgânico

em diferentes estações durante 10 dias... 80 Figura 6.12 -distribuição espacial da biom assa de fitoplâncton, indicado pela clorofila-

a, num reservatório hipotético ao longo do tem po: (a) 6 horas; (b) 12 horas; (c) 24 horas; (d) 72 horas; (e) 120 horas e (f) 240 horas. A escala de cores indica que as células em vermelho, laranja, amarelo, verde, azul e roxo têm concentrações entre 0 ^g .l- 1 e 1 ^ g .l- 1... 81 Figura 6.13 -distribuição espacial da biom assa de fitoplâncton, indicado pelo car­

bono, num reservatório hipotético ao longo do tem po: (a) 6 horas; (b) 12 horas; (c) 24 horas; (d) 72 horas; (e) 120 horas e (f) 240 horas. A escala de cores indica que as células em vermelho, laranja, amarelo, verde, azul e roxo têm concentrações entre 0 m g.l- 1 e 0,1 m g.l- 1 . . . . 82 Figura 6.14 -Distribuição espacial da biom assa de fitoplâncton, indicado pelo car­

bono, segundo a equação de C hapra (Equação 4.97), num reservatório hipotético ao longo do tem po: (a) 6 horas; (b) 12 horas; (c) 24 horas;

(d) 72 horas; (e) 120 horas e (f) 240 horas. A escala de cores indica que as células em vermelho, laranja, amarelo, verde, azul e roxo têm concentrações entre 0 m g.l-1 e 0,14 m g.l- 1... 83 Figura 6.15 -distribuição tem poral das concentrações de fitoplâncton, durante 10

dias, em modelos de crescimento algal com formulações distintas. . . . 84

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Lista de tabelas

Tabela 2.1 -N ível trófico de am bientes aquáticos e os limites de fósforo inorgânico

e nitrogênio inorgânico. (A daptado de Vollenweider (1965))... 20

Tabela 2.2 -C aracterísticas do fitoplâncton em lagos oligotróficos e eutróficos, se­ gundo Rawson (1956)... 25

Tabela 4.1 -N o tação tem poral da concentração das variáveis de estado em diferen­ tes períodos de tem p o ... 37

Tabela 4.2 -Variáveis de estado simuladas pelos modelos em estu d o ... 41

Tabela 4.3 -P arâm e tro s utilizados nas equações do fitoplâncton... 43

Tabela 4.4 -P arâm e tro s utilizados nas equações do nitrogênio orgânico... 44

Tabela 4.5 -P arâm e tro s utilizados nas equações da am ônia...46

Tabela 4.6 -P arâm e tro s utilizados nas equações do n itra to ... 48

Tabela 4.7 -P arâm e tro s utilizados nas equações do fósforo orgânico... 49

Tabela 4.8 -P arâm e tro s utilizados nas equações do fósforo inorgânico... 51

Tabela 4.9 -P arâm e tro s e valores utilizados nas relações entre clorofila-a e carbono. 53 Tabela 5.1 -C aracterísticas hidráulicas do lago Beulakerwijde... 58

Tabela 5.2 -Vazões mássicas de en trad a no lago Beulakerw ijde...59

Tabela 5.3 -Valores dos parâm etros utilizados no modelo baseado nas formulações do SisBaHiA®... 59

Tabela 5.4 -Valores dos parâm etros utilizados no modelo baseado nas formulações do PC L ake... 60

Tabela 5.5 -Valores das razões rna, rpa, rnc e rpc p ara diferentes grupos de fitoplânc­ to n discrim inado por composição da sua biom assa...67

Tabela 6.1 -C oncentrações das substâncias na seção 1... 73

Tabela A.1 -C aracterísticas hidráulicas dos lagos em estu d o... 92

Tabela A.1 -C oncentrações de en trad a das variáveis de estado nos lagos em estudo. 95 Tabela B.1 -R esu ltad o do modelo concentrado baseado nas formulações do SisBaHiA® p ara os lagos em estu d o ... 97

Tabela B.2 -R esu ltad o do modelo concentrado baseado nas formulações do PCLake p ara os lagos em estu d o ... 99

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Lista de símbolos

C C oncentração da variável de interesse

C* C oncentração da variável de interesse prescrita

C0 C oncentração calculada no ponto de contorno no instante t0 C1 C oncentração de am ônia

C(ed C oncentração de am ônia no sedimento C2 C oncentração de n itrato

C!^ed C oncentração de n itrato no sedim ento C3 C oncentração de fósforo inorgânico

Czed C oncentração de fósforo inorgânico no sedim ento C7 C oncentração de nitrogênio orgânico

C8 C oncentração de fósforo orgânico

C9 C oncentração de fitoplâncton indicado pela clorofila-a C10 C oncentração de fitoplâncton indicado pelo carbono Caf Fator de afinidade de consumo do fitoplâncton por fósforo Caf 1 Fator de afinidade de consumo do fitoplâncton pela am ônia Caf2 Fator de afinidade de consumo do fitoplâncton por n itrato Cper Conteúdo de carbono na m atéria orgânica

ctb Fator de bioturbação p a ra difusão

cup C apacidade m áxim a p ara consumo de fósforo Dij Coeficiente de difusão tu rb u len ta

Dp Coeficiente d a difusão tu rb u len ta na direção longitudinal Dp Coeficiente d a difusão tu rb u len ta na direção transversal F Quociente entre o índice N:C e a ta x a de crescimento

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f 7 Fração de nitrogênio orgânico dissolvido na coluna d ’água f D8 Fração de fósforo orgânico dissolvido na coluna d ’água / * Fluxo norm al prescrito na fronteira

f on Fração das perdas do fitoplâncton reciclada p ara nitrogênio orgânico f op Fração orgânica das perdas do fitoplâncton p ara o fósforo orgânico f ^ N Função de lim itação do consumo de nitrogênio

fpP Função de lim itação do consumo do fósforo H A ltu ra da coluna de água

hden C onstante de m eia saturação quad rática p ara desnitrificação H t Profundidade do topo de cam ada de sedim ento

I Intensidade de luz

J Taxa de assimilação corrigida k \2 Taxa de nitrificação

k2d Taxa de desnitrificação do n itrato

k7\ Taxa de amonificação do nitrogênio orgânico k83 Taxa de mineralização

kad Taxa de adsorção do ortofosfato

kam C onstante de m eia saturação p a ra preferência de am ônia kcons Taxa m áxim a de assimilação

k ^ f4 C onstante de difusão da am ônia k^ 3 C onstante de difusão do n itrato

kp f C onstante de difusão do fósforo inorgânico K e Taxa fotossintetizada to tal

kea Taxa de m ortalidade do fitoplâncton kg Taxa de crescimento do fitoplâncton

kpiax Taxa m áxim a de crescimento do fitoplâncton

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hct\i p Taxa de consumo de fósforo corrigida

kri,ra Taxa de respiraçao e excreçao do fitoplâncton W^ra Taxa de respiraçao celular

kra/C Taxa de respiraçao basal por célula

ks Taxa de crescimento algal num meio satu rad o por nutrientes K % C onstante de m eia saturaçao da luz

ksN C onstante de m eia saturaçao do nitrogênio inorgânico i,NH4

^sN C onstante de m eia saturaçao da am ônia

l,n o3

^sN C onstante de m eia saturaçao do n itrato

ksp C onstante de m eia saturaçao do fósforo inorgânico

k^N C onstante de m eia saturaçao p a ra o consumo de nitrogênio k^p C onstante de m eia saturaçao p a ra consumo de fósforo inorgânico n C oncentraçao de nitrogênio to ta l

N E Número de elementos em que o domínio foi subdividido N N Número de pontos nodais em cada elemento

Per Mols de N 03 desnitrificados por mol de carbono m ineralizado

Q Vazao volum étrica

ro Taxa de respiraçao basal

R c Reaçao cinética

R Cl Processo cinético da am ônia RC2 Processo cinético do n itrato

Rcs Processo cinético do fósforo inorgânico Rcr Processo cinético do nitrogênio orgânico Rc3 Processo cinético do fósforo orgânico

R c, Processo cinético do fitoplâncton indicado pela clorofila-a R cw Processo cinético do fitoplâncton indicado pelo carbono

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rca Razão entre carbono e clorofila-a na biom assa das algas

rg Taxa de m udança d a respiração durante a fotossíntese por célula rmoi Razão de peso molecular entre nitrogênio e carbono

rna Razão nitrogênio e clorofila-a na biom assa das algas

r max Razão m áxim a entre nitrogênio e clorofila-a na biom assa das algas r ^ n Razão m ínim a entre nitrogênio e clorofila-a na biom assa das algas rnc Razão nitrogênio e carbono na biom assa das algas

r™ax Razão m áxim a entre nitrogênio e carbono na biom assa das algas r™m Razão m ínim a entre nitrogênio e carbono n a biom assa das algas rpa Razão entre fósforo e clorofila-a na biom assa das algas

r™ x Razão m áxim a entre fósforo e clorofila-a na biom assa das algas r™'n Razão m ínim a entre fósforo e clorofila-a n a biom assa das algas rpc Razão entre fósforo e carbono na biom assa das algas

r™ax Razão m áxim a entre fósforo e carbono na biom assa das algas r™'n Razão m ínim a entre fósforo e carbono na biom assa das algas S / C C arbono e stru tu ra l por célula

t Tempo

U C om ponente da velocidade na direção x u* Velocidade de a trito característica Ui C om ponente da velocidade na direção Xi V C om ponente da velocidade na direção y Vs Velocidade de sedim entação do fitoplâncton

V3 Velocidade de sedim entação de substâncias orgânicas W n Vazão m ássica das n variáveis de estado

Wchi Razão C arbono/clorofila-a óc Função de peso ou ponderação

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ôjk D elta de Kronecker

Afc Largura do filtro utilizado no modelo m atem ático Ufr Velocidade de precipitação do fósforo inorgânico

9 Ângulo entre a linha de corrente e o eixo das abscissas

e Porosidade corrigida

Q Domínio do modelo

r C ontorno do domínio

p C onjunto de funções de interpolação dos elementos Volume

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S U M Á R IO

1 In tro dução ... 16

2 Fundamentação T e ó r ic a ...19

2.1 E u tro fiz a ç a o ... 19

2.1.1 O F i t o p l â n c t o n ... 22

3 Revisão B ib lio g rá fic a ... 26

3.1 SisBaHiA®1 ... 27

3.2 P C L a k e ... 28

3.3 Modelos m atem áticos aplicados à qualidade da água ... 29

4 M e to d o lo g ia ...32

4.1 Modelo m atem ático ... 32

4.1.1 Condições de c o n t o r n o ... 36

4.2 Modelo numérico ... 37

4.2.1 Discretizaçao tem poral ... 37

4.2.2 Discretizaçao espacial ... 38

4.3 Modelo de qualidade da água ... 40

4.3.1 Equações p a ra as variáveis de estado - Fitoplâncton ... 41

4.3.2 Equações do ciclo do nitrogênio ... 43

4.3.2.1 Nitrogênio orgânico ... 43

4.3.2.2 A m ônia ... 44

4.3.2.3 N itrato ... 45

4.3.3 Equações do ciclo do fósforo ... 47

4.3.3.1 Fósforo orgânico ... 48

4.3.3.2 Fósforo inorgânico - O rtofosfato ... 49

4.4 Validaçao da Relaçao entre os indicadores de fitoplâncton ... 51

5 Análise dos Parâmetros Biológicos - Modelo C oncentrad o... 55

5.1 Aplicaçao dos modelos c o n ce n tra d o s... 55

5.2 Validaçao do Modelo ... 58

5.2.1 Simulaçao do lago Beulakerwijde ... 58

5.3 Crescimento Fitoplanctônico - lago Zuidlaarderm ee ... 63

5.4 Relaçao entre Indicadores do F i t o p l â n c t o n ... 66

6 Resultados do Modelo Bidim ensional... 69

6.1 C aracterizaçao do S i s t e m a ... 69

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6.2 Perfil H id ro d in â m ic o ... 70

6.3 Condições Iniciais, Condições de Contorno e Dados de E n t r a d a ... 72

6.4 Simulações do Nitrogênio e F ó s f o r o ... 73

6.4.1 N itro g ê n io ... 73

6.4.2 Fósforo ... 77

6.5 Simulações do F itoplâncton ... 80

6.6 E stim ativa de Carbono Indicando Com unidade F ito p la n c tô n ic a ... 82

7 Conclusões e re co m e n d aç õ es... 85

R e fe rê n c ia s ...87

Anexos 91 A N E X O A Modelo concentrado - Dados de e n t r a d a ... 92

Apêndices 94 A P Ê N D IC E A Modelo concentrado - Dados de e n tr a d a ... 95

A P Ê N D IC E B Resultados dos modelos concentrados... 97

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1 Introdução/

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A evoluçao da hum anidade, assim como de outras espécies, decorreu nas proxim i­

dades de lagos, estuários, baías, rios e regiões litorâneas pelos mais variados motivos. A água é um recurso fundam ental ao desenvolvimento da hum anidade devido às atividades que tornaram -se intrínsecas à vida hum ana. Ao longo d a história, a água foi usada para higiene pessoal, dessedentaçao, tra n sp o rte de excretas e de outros resíduos de origem an- trópica. P a ra C arpenter et al. (1998), a m edida em que a populaçao m undial cresce, as cargas de poluentes aum entam e degradam a qualidade da água. Q uando lançadas em um corpo d ’água receptor, sem o devido tratam en to , as cargas domésticas e industriais podem gerar problem as de saúde pública, pois essas cargas podem constituir um a fonte contínua de transm issao de doenças de veiculaçao hídrica.

A pressao antrópica sobre am bientes aquáticos precisa ser estu d ad a de m aneira d etalhada, pois o entendim ento da dinâm ica desses am bientes, somadas às características locais, facilitam o desenvolvimento de propostas prevencionistas que inibem m udanças significativas da e stru tu ra trófica do meio.

A dinâm ica dos ecossistemas aquáticos requer entendim ento dos mais diversos processos: físicos, químicos e biológicos, o que impõe certa dificuldade na avaliaçao des­

ses sistemas. P o rtan to , a gestao de ecossistemas é de esfera interdisciplinar, p a ra que os mais diversos parâm etros sejam analisados e compreendidos por técnicos das mais dis­

tin tas áreas, dentro d a perspectiva do problem a. Em prol dessa m ultidisciplinaridade, é fundam ental ad o tar m etodologias que quantifiquem esses processos de m aneira eficaz.

Um a m etodologia frequentem ente ad o tad a p ara estudos de ecossistemas aquáticos é a modelagem m atem ática, perm itindo que, diversos processos possam ser quantifica­

dos. A essência integradora dos modelos m atem áticos possibilita a simulaçao de cenários triviais aos mais complexos, alinhando como base auxiliadora às tom adas de decisao de gestores. Um exemplo de aplicaçao desses modelos, considerando a identificaçao do perfil hidrodinâm ico de um dado corpo d ’água, quando acoplado ao modelo de tran sp o rte de nutrientes, perm ite a distribuiçao de um a dada substância no corpo d ’água.

Um dos motivos p ara o aum ento do uso da m odelagem em problem as am bientais está na representabilidade que esses modelos sao capazes de produzir, resolvendo fenôme­

nos complexos sem que precise de um a açao d ireta no am biente em estudo. O u tra razao é a consciência am biental, que vem num a crescente mundial, devido a alguns episódios de uso im próprio dos recursos n aturais e seu respectivo malefício à vida hum ana.

Há um a grande variedade de modelos m atem áticos usados p a ra representar fenô­

menos ambientais, dentre estes o SisBaHiA® (Sistem a de Base H idrodinâm ica Am biental),

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C a p ítu lo 1. In tro d u çã o 17

desenvolvido pela C O P P E /U F R J, que reúne modelos com putacionais que podem simu­

lar diversos problem as em corpos d ’água naturais. O SisBaHiA®, através da soluçao do seu m ódulo hidrodinâm ico, fornece informações acerca da posiçao dos dados da superfície livre e das velocidades de correntes nas três dimensões, ou duas dimensões em planta.

Além disso, o SisBaHiA® conta com um m ódulo de qualidade da água e eutrofizaçao que determ ina o tra n sp o rte de substâncias em corpos d ’água. O modelo de qualidade d a água do SisBaHiA® pode simular tem p eratu ra, salinidade, o ciclo do oxigênio, do nitrogênio e do fósforo, além de biom assa de fitoplâncton (utilizando a clorofila-a como indicador) e zooplâncton. Nesse módulo, o cam po de velocidades é previam ente conhecido, ou seja, a variável de estado tra n sp o rta d a é suposta passiva, pois nao altera a hidrodinâm ica do corpo de água receptor (ROSMAN, 2016). P ortanto, a m odelagem hidrodinâm ica e a modelagem do tran sp o rte das substâncias sao problem as desacoplados.

Além do SisBaHiA®, existem vários modelos m atem áticos aplicados à qualidade da água, como por exemplo, e p arte deste estudo, o PCLake. Por se tra ta r de um modelo eco­

lógico, o PCLake se propõe a simular as interações entre diferentes organismos na coluna d ’água. P a ra Janse (2005), o PCLake descreve os com ponentes bióticos e abióticos mais im portantes de um corpo d ’água com pletam ente m isturado, que compreende da superfície da água até cam ada aquosa acim a do sedimento. O PCLake é um modelo concentrado capaz de simular os ciclos do nitrogênio, do oxigênio, da sílica e do fósforo, fitoplâncton (utilizando carbono como indicador da sua biom assa), zooplâncton, zoobentos, detritos, peixes e vegetais submersos.

Além dos modelos citados, que sao os modelos utilizados como base para execuçao deste trabalho, outros modelos sao utilizados por outros autores, como exemplo o MoHiD (Modelo H idrodinâm ico), usado em aplicações p a ra águas rasas costeiras e estuarinas. O MoHiD integra a circulaçao hidrodinâm ica, o tran sp o rte de sedimentos e os processos de qualidade d a água, tornando-se um a ferram enta ú til p a ra simular cenários da dinâm ica de diversos ecossistemas.

O utro modelo encontrado n a lite ra tu ra é o WASP ( Water Quality Analysis Simula­

tion Program). O WASP é um program a de modelagem de com partim entos p ara sistemas aquáticos, incluindo ta n to a coluna d ’água quanto a interface água-sedim ento. Os proces­

sos de qualidade da água sao representados em sub-rotinas que sao escolhidas dentro de um a biblioteca de códigos-fonte já definidas ou escritas pelo próprio usuário (WOLL et al., 2005). Além disso, o modelo perm ite que o usuário possa e stru tu ra r aplicações em até três dimensões.

Os modelos estudados neste trab alh o (SisBaHiA® e PCLake) sao destinados a ecossistemas aquáticos verticalm ente homogêneos (ou m isturados verticalm ente); nesses modelos as concentrações mássicas sao uniform em ente distribuídas na coluna d ’água, nao sendo possível determ inar as variações ao longo da coluna d ’água.

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C a p ítu lo 1. In tro d u çã o 18

A m odelagem do padrão de circulação hidrodinâm ica do corpo d ’água e a m ode­

lagem do tran sp o rte de substâncias são problem as desacoplados, e um a b oa simulação do tran sp o rte depende de um a simulação pertinente do cam po hidrodinâm ico. Nesse sentido, a caracterização da circulação hidrodinâm ica é essencial p ara o estudo do tran sp o rte e dispersão das substâncias em estudo.

P ortanto, a hipótese deste trab alho é que, as regiões estagnadas podem influenciar, de form a diferente, o crescimento da biom assa fitoplanctônica, onde os nutrientes se acu­

m ulam , dependendo do indicador a ser utilizado. A utilização de modelos com distintos indicadores da biom assa fitoplanctônica (clorofila-a e carbono) p erm itirá con statar se o crescimento se dá de form a igualitária em regiões de baixa circulação e áreas com maiores fluxos.

Com base em formulações m atem áticas de dois modelos (SisBaHiA® e PCLake), o objetivo do trab alh o é investigar a influência da circulação hidrodinâm ica sobre os processos de crescimento fitoplanctônico em corpos d ’água, em especial nas regiões de estagnação, e aplicar as duas formulações p a ra estim ar a dinâm ica da biom assa do fito­

plâncton a p a rtir dos mecanismos relacionados ao tran sp o rte, crescimento e perdas de sua biomassa, assim como sua interação com os nutrientes (nitrogênio e fósforo).

Além disso, o trab alh o tem como objetivos específicos:

• Desenvolver modelos concentrados p ara investigar as reações cinéticas das variáveis de estado p ara os dois modelos;

• Im plem entar as reações das variáveis de estado em um modelo bidim ensional em planta, com a coluna d ’água com pletam ente m istu rada na vertical, considerando os dois modelos (SisBaHiA® e PCLake);

• Aplicar o modelo bidim ensional em p lan ta em um corpo d ’água com regiões de estagnação; e

• C om parar o crescimento da biom assa fitoplanctônica com distintos indicadores da sua presença.

O corpo-texto está organizado da seguinte m aneira. No capítulo 2 é apresentada a fundam entação teórica. No capítulo 3 são apresentados os modelos m atem áticos utilizados.

No capítulo 4 é re tra ta d a a m etodologia aplicada p a ra o tran sp o rte de substâncias e p ara o modelo de qualidade da água (reações cinéticas). No capítulo 5 é apresentada a aplicação dos modelos concentrados, baseada nas formulações do SisBaHiA® e do PCLake.

O capítulo 6 discorre sobre a aplicação p a ra um sistem a bidimensional. E por fim, tem-se o capítulo 7 onde são apresentadas as considerações finais.

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2 Fundamentação Teórica/

19

Neste capítulo sao apresentados alguns conceitos abordados no decorrer do texto.

Inicialmente será introduzido o conceito de eutrofizaçao, suas fontes, assim como a apre- sentaçao dos estados tróficos de am bientes aquáticos e algumas das variáveis de estado que qualificam o corpo d ’água. Na sequência a definiçao de fitoplâncton, como é dado seu crescimento, produçao prim ária e alguns m étodos empregados p a ra quantificaçao da sua biom assa sao apresentados.

2.1 Eutrofização/

No início do século passado, alguns estudos verificaram que a inserçao de efluentes domésticos em lagos, assim como os oriundos de atividades agrícolas, resultava em m u­

danças na biota, chegando até mesmo a extinçao de algum as espécies e proliferaçao de outras. Hasler (1947) compilou um a série de m udanças registradas por diversos autores, que te n ta m justificar a alteraçao desses corpos d ‘água em funçao de algum as atividades que possuem intervençao hum ana. O mesmo au to r citou a im portância do trab alh o de M inder (1926) que observou num determ inado lago em Zurique, que possuía peixes b ran ­ cos (e.g. Coregonus exiguus), e m udou p a ra outras espécies predom inantes (e.g. Salmo salvelinus), dim inuindo tam bém a quantidade de pescados por hectare de espelho d ‘água.

Edm ondson, Anderson e Peterson (1956) co n stataram que um a espécie (O. rubescens) encontrada por Hasler (1947), na Suíça, tam bém foi encontrada no lago de W ashington, nos Estados Unidos. A espécie foi observada em grande quantidade durante o inverno e verao de 1955. O acréscimo significativo dessa espécie se deve aos grandes despejos ininterruptos de esgoto doméstico da cidade de W ashington. Schelscke e Stoerm er (1971) observaram , no lago Michigan, que a a lta concentraçao de fósforo tam bém contribuía com a depleçao da sílica ( S i 0 2), um a vez que essas grandes concentrações estim ulam a a ti­

vidade biológica a níveis indesejáveis, desfavorecendo a divisao celular das diatom áceas (Bacillariophyta) através do consumo de sílica p ara elaboraçao da sua carapaça (ESTE- VES, 1988). P o rtan to , o crescimento dessas algas nao é vinculado ao crescimento n atu ral do organismo, mas sim às altas cargas de nitrogênio e fósforo dos lançam entos de efluentes domésticos nao tratad o s [Hasler (1947); Edm ondson, Anderson e Peterson (1956); Davis (1964); Owens e W ood (1968); Im boden (1974)].

O u tra form a de quantificar a poluiçao em lagos foi apresentada por Davis (1964), que m ensurou o número de microrganismos fitoplanctônicos [conjunto de organismos aquá­

ticos microscópicos que tem capacidade fotossintética e que vivem à deriva flutuando na

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C a p ítu lo 2. F u n d a m e n ta çã o T eó rica 20

coluna d ‘água (FRAGOSO JR.; FE R R E IR A ; MARQUES, 2009)] de 1919 a 1963 no lago Erie. O estudo propunha levantar as mais diversas espécies fitoplanctônicas, um a vez que estas possuem proliferações distintas ao longo do ano. De acordo com Davis (1964), a concentração de fitoplâncton aum entou severamente ao longo dos respectivos anos; a intensidade e o período das máxim as concentrações anuais aum entaram ; o intervalo de tem po onde ocorriam as m ínim as concentrações anuais tornou-se mais curto; e as m íni­

mas concentrações, durante o inverno, simplesmente não ocorreram em alguns dos últimos anos do trabalho.

Segundo Owens e W ood (1968), existe diferença entre a eutrofização natural, que trata-se de um processo inerente à deterioração dos corpos d ’água, e a eutrofização artifi­

cial, provocado pela descarga de águas residuais domésticas e industriais, assim como do escoamento e lixiviação de terras agrícolas fortem ente fertilizadas. P a ra Esteves (1988), a eutrofização artificial pode ser considerada como um a reação em cadeia de causas e efeitos, cuja característica principal é a quebra do equilíbrio existente entre a produção de m atéria orgânica, seu consumo e decomposição (hom eostasia). A p a rtir desse desequi­

líbrio, o ecossistema passa a produzir mais m atéria orgânica do que é capaz de consumir e decompor.

Vollenweider (1965) foi um dos precursores na caracterização dos níveis tróficos de am bientes aquáticos. Seu trab alh o investigou a concentração das parcelas inorgânicas de nitrogênio, fósforo e outras substâncias em lagos italianos. Segundo o autor, o estado trófico de ambientes aquáticos é descrito em term os da atividade biológica que ocorre em função da presença de nutrientes no meio. P o rtanto , os estados tróficos são determ inados em faixas com baixa concentração de nutrientes (oligotrófico), m oderada concentração nutritiva (mesotrófico) ou elevada concentração de nutrientes (eutrófico). A quantificação dos níveis de nutrientes perm ite determ inar o nível de produtividade desses ecossistemas em classes tróficas (Tabela 2.1).

Tabela 2.1 - Nível trófico de ambientes aquáticos e os limites de fósforo inorgânico e nitrogênio inorgânico. (A daptado de Vollenweider (1965)).

Estado Fósforo Nitrogênio

trófico inorgânico (m g/l) inorgânico (m g/l)

oligotrófico 0,00 - 0,01 0,0 - 0,1

oligo-mesotrófico 0,01 - 0,02 0,1 - 0,2

mesotrófico 0,02 - 0,05 0,2 - 0,5

meso-eutrófico 0,05 - 0,10 0,5 - 1,0

eutrófico >0,10 >1,0

P a ra Lund (1967), a contribuição de altas cargas de nutrientes no corpo recep­

to r pode não representar altas concentrações dos mesmos nutrientes no corpo d ’água, pois alguns organismos podem utilizá-los tão rapidam ente quanto esse aporte nutritivo,

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C a p ítu lo 2. F u n d a m e n ta çã o T eó rica 21

m antendo assim as concentrações baixas. Isto é mais provável de ocorrer em regiões de baixa latitude, um a vez que as condições físicas desses am bientes favorecem o crescimento ativo desses organismos ao longo do ano. Em latitudes mais altas, as concentrações de nutrientes em um corpo d ’água podem dar um a boa ideia da sua produtividade potencial, pois dias com menos lum inosidade, e com as baixas tem p eratu ras, lim itam a absorção dos nutrientes.

R yther e D unstan (1971) citam alguns trabalhos que relatam que o crescimento do fitoplâncton causa a depleção sim ultânea de n itrato e fosfato na água do m ar, além de descrever sobre a coincidência de que esses elementos estão presentes na água do m ar quase nas mesmas proporções que ocorrem no fitoplâncton. Em co n trap artid a, Jacoby et al. (1982) observaram , ao longo do tem po, que a concentração de fósforo aum entava d urante os verões, sem que houvesse aum ento da carga desse nutriente num determ inado corpo d ’água raso. O fenômeno foi identificado ao perceber um a m udança no pH da água de form a espontânea. Através desse processo, o fósforo presente no sedim ento se desprende e volta à coluna d ’água.

Um dos problem as mais graves ocasionados pela eutrofização é o esgotam ento do teor de oxigênio, pois quando grandes quantidades de algas m orrem e ocorre a decom­

posição, inicia-se um a grande dem anda sobre a concentração de oxigênio da água. Essas condições de baixa concentração de oxigênio podem causar m ortes de peixes e m au odor.

Um dos modelos precursores aplicados aos processos de qualidade da água foi o trabalho de Streeter e Phelps (1925) no rio Ohio. Esse modelo preza especialm ente pela capaci­

dade de autodepuração do oxigênio, levando em consideração a disponibilidade de dados relativos à te m p e ratu ra do rio, carga orgânica e a velocidade do escoamento. A pesar de avaliar os níveis de oxigênio dissolvido em corpos d ‘água, o modelo de Streeter e Phelps (1925) utiliza cinética linear em corpos de geom etria simples (um a dim ensão), conside­

rando escoamento perm anente.

Além das concentrações de oxigênio, outros parâm etros são observados p a ra carac­

terizar a qualidade da água. P a ra esses parâm etros (fósforo, nitrogênio, sílica, oxigênio, carbono, entre outros), assim como as concentrações de alguns organismos, Janse (2005) utiliza, como nom enclatura, “variável de estad o ” p a ra se referir às substâncias ou organis­

mos de interesse, presentes nos ecossistemas aquáticos. P o rtanto , a m esm a term inologia foi ad otad a neste trabalho.

E m resposta a um a dessas variáveis de estado e a caracterização p a ra um a boa qualidade da água, Owens e Wood (1968) argum entam que quando os corpos d ’água são utilizados p ara fins de abastecim ento, os problem as causados pelo crescimento algal preci­

sam ser tratad o s. Esse crescimento tam bém pode causar a proliferação de espécies tóxicas p ara o meio, ocasionando a m ortalidade da biota, com m udanças m arcantes na composição e funcionam ento dos ecossistemas terrestres e aquáticos. P a ra Lindholm, Eriksson e Me-

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C a p ítu lo 2. F u n d a m e n ta çã o T eó rica 22

riluoto (1989), as cianobactérias (espécie de alga tóxica) podem ocorrer em praticam ente qualquer lago eutrófico.

2.1.1 O Fitoplâncton

O fitoplâncton encontra-se na base da cadeia alim entar dos ecossistemas aq u áti­

cos, um a vez que serve de alim ento aos seus predadores e pertence ao nível trófico dos produtores. Existem variações da composição específica e da densidade das comunidades fitoplanctônicas durante o ano em um corpo d ’água. Por possuir grandes variações da bi- om assa em função d a tem p eratu ra, as variações d a composição específica e da densidade desses organismos são mais evidentes em regiões tem peradas que nas tropicais.

Diversos estudos m encionam as variações quantitativas e qualitativas das espécies de fitoplâncton em função das estações do ano ou em função da circulação hidrodinâ­

mica. De acordo com M atsuoka, G oda e N aito (1986), a ta x a de crescimento por parte do fitoplâncton é controlada por: luz, te m p e ratu ra da água e concentração de nutrientes.

Um esquem a apresentado por Lindholm, Eriksson e M eriluoto (1989), exibe os padrões de distribuição desses organismos durante várias fases de estratificação e m istu ra de am bien­

tes aquáticos (Figura 2.1). Apesar deste trabalh o tra ta r apenas das águas com pletam ente m isturadas (conforme item 7 d a figura 2.1), a ilustração tam bém representa um lago es­

tratificado, onde é possível distinguir a densidade desses organismos sendo m odificada na coluna d ’água, em função da lum inosidade. Nessa representação verifica-se:

1. epilímnio (cam ada menos densa), fitoplâncton disperso;

2. superfície da água;

3. águas calmas (águas superficiais, geralm ente em estado de decomposição);

4. m etalím nio ou o u tra cam ada de densidade interm ediária;

5. superfície do sedimento;

6. cam ada m ista superior duran te o início do outono;

7. águas com pletam ente m isturadas (do outono a prim avera); e 8. cam ada sob o gelo.

Confirm ando com esses autores, Fragoso Jr., Ferreira e M arques (2009) apontam outros motivos que podem influenciar a distribuição espacial do fitoplâncton na coluna e no espelho d ‘água, e que são: densidade específica dos organismos, herbivoria, ondas de superfície, ondas internas, fluxo da água, radiação solar, bentos, te m p e ratu ra da água

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C a p ítu lo 2. F u n d a m e n ta çã o T eó rica 23

r I

Figura 2.1 - Ilustraçao de alguns locais favoráveis à presença de fitoplâncton em um lago durante diferentes épocas do ano.

e turbidez. Além disso, indicam que a form açao e distribuição espacial do fitoplâncton pode ser controlada por dois mecanismos: mecanismos locais (altu ra da coluna d ’água, disponibilidade de luz, tem p eratu ra, concentrações de nutrientes e predação), os quais determ inam o equilíbrio entre produção e p erd a da coluna d ’água em um a posição espa­

cial particular; mecanismos relacionados ao tran sp o rte, que governam a distribuição da biom assa fitoplanctônica.

Um a das maiores dificuldades no estudo desses organismos é quantificar as espécies do fitoplâncton. De acordo com Fragoso Jr., Ferreira e M arques (2009), um a aproximação mais realista pode ser feita quando o fitoplâncton é m odelado através de grupos funci­

onais, tais como dinoflagelados, cianobactérias, diatom áceas e clorofíceas. Essa distinção é feita visando atender a diferentes características ecológicas desses grupos. Porém , por questões de simplificação, geralm ente o fitoplâncton é m odelado como um único grupo.

Esses grupos podem ser modelados por com partim entos de peso seco (ou carbono), sí­

lica, nitrogênio e fósforo ou indicados pela presença de clorofila-a. P a ra Esteves (1988), a biom assa desses organismos pode ser expressa em term os de indivíduos, pigmentos (clorofila-a), peso seco, carbono orgânico, energia etc. e ap o n ta que, p a ra a estim ativa da biom assa fitoplanctônica, inúmeros m étodos foram desenvolvidos, sendo que nenhum dos disponíveis pode ser utilizado indistintam ente p ara todos os organismos fitoplanctônicos.

D entre os m étodos destacam-se:

• P e so sec o e te o r d e m a tér ia orgânica: essa determ inação é feita através da passagem da am ostra em filtros de fibra de vidro previam ente incinerados e pesa­

dos. Após a filtragem, o m aterial é seco (105°C) e a biom assa é determ inada por diferença de peso. A desvantagem deste m étodo é que o m aterial inorgânico é in­

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cluído na determ inação. Após a determ inação do peso seco a m esm a am ostra pode ser incinerada (550°C) p a ra determ inação de m atéria orgânica.

• C lorofila e feo p ig m en to s: sendo a clorofila um dos principais responsáveis pela fotossíntese, o conhecimento de sua concentração pode dar indicações da biomassa do fitoplâncton. Um a possibilidade cada vez mais frequente é a utilização da con­

centração de clorofila p a ra expressar a biom assa fitoplanctônica. P a ra tal, tem sido utilizado equipam entos como espectofotôm etros e fluorímetros. P a ra a determ ina­

ção, filtra-se um volume conhecido de am ostras sobre filtros especiais e a extração é feita por meio de solventes orgânicos como acetona, m etanol ou éter. Após a lei­

tu ra da densidade ótica das soluções contendo clorofila, calcula-se a concentração final a p a rtir de diversas fórmulas. Frequentem ente, determ ina-se a concentração das clorofilas-a, b, c e feopigmentos (produtos de degradação da clorofila) na m esm a solução, utilizando-se p a ra ta n to com prim entos de ondas específicos.

A produção prim ária corresponde ao aum ento dessa biom assa num determ inado intervalo de tem po, contem plando todas as perdas ocorridas neste mesmo intervalo. D esta m aneira, a produção prim ária é a quantidade de m atéria orgânica acrescida pela fotos- síntese ou quimiossíntese. Ambientes com a lta produção prim ária, que pode ser caracteri­

zado pela concentração de clorofila-a, pode com prom eter a qualidade dos corpos d ’água.

As principais perdas de biom assa p ara a comunidade fitoplanctônica são: respiração, ex­

creção, m ortalidade, herbivoria, parasitism o e sedim entação.

A consequência do aum ento de nutrientes p a ra a com unidade fitoplanctônica é relacionada à densidade desses organismos, e consequentem ente, com sua produção pri­

m ária. Essa elevação substancial não im plica somente no aum ento d a produção prim ária, mas tam bém nas m udanças valorativas p ara essa comunidade. P ortanto, p a ra esses orga­

nismos, a inserção de nutrientes leva um aum ento no número de espécies e no número de indivíduos. Além disso, o surgim ento de algumas espécies ocorre em detrim ento do desa­

parecim ento de outras. Segundo Rawson (1956), a biom assa desses organismos modifica de acordo com os níveis tróficos do am biente em estudo, e estim a valores de peso seco do fitoplâncton entre de 50 - 200 kg.ha- 1 , em lagos eutróficos, e 10 - 30 kg.ha- 1 em lagos oligotróficos. Assim sendo, as características mais evidentes desse processo de eutrofização intensa traz m udanças das espécies fitoplanctônicas, como m ostrado na tab ela 2.2.

K aradzic et al. (2010) apresentaram resultados da análise físico-química da água, análise quali-quantitativa do fitoplâncton e estado trófico de dois reservatórios de abas­

tecim ento de água na Sérvia. A presença de seis grupos de algas, com 194 espécies, foi estabelecida p ara ambos os reservatórios, dentre os grupos estão: Bacillariophyta, Cya­

nobacteria e Chlorophyta. Os resultados dos testes físico-químicos de água, densidade de fitoplâncton e biomassa, bem como a concentração de clorofila-a m ostraram alto índice

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Tabela 2.2 - C aracterísticas do fitoplâncton em lagos oligotróficos e eutróficos, segundo Rawson (1956).

Oligotrófico Eutrófico

Q uantidade Pouco M uito

Variedade M uitas espécies Poucas espécies D istribuição G randes profundidades Somente na cam ada

trofogênica

M igração diurna V asta L im itada

Floração Pouco frequente M uito frequente

Chlorophyceae

Cyanophyceae Anabaena

Staurastrum Aphanisomenon

G rupos algais D iatom aceae Tabellaria

Microcystis D iatom aceae característicos

Cyclotella Melosira

Chrysophyceae Fragüaria

Dinobryon Stephanodiscus

Asterionella

de eutrofização em ambos reservatórios. Além disso, verificaram que grande p a rte da bi- om assa dessas algas podem produzir toxinas p a ra as demais vidas aquáticas e requerem proteção am biental apropriada a esses reservatórios. P a ra Fisher et al. (2009), um grande fator de interesse p ara os gestores dos recursos hídricos é a ocorrência de um desses fito­

plânctons em específico, a cianobactéria. As florações de certos gêneros de fitoplânctons foram ligadas à a lta m ortalidade de peixes, à baixa concentração de oxigênio dissolvido e aos problem as de odor e gosto na água.

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