UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO GRANDE DO NORTE CENTRO DE TECNOLOGIA
DEPARTAMENTO DE ENGENHARIA CIVIL
COORDENAÇÃO DO CURSO DE ENGENHARIA AMBIENTAL
AVALIAÇÃO DO POTENCIAL DE LIBERAÇÃO DE FÓSFORO A
PARTIR DO SEDIMENTO DE UM RESERVATÓRIO DA REGIÃO
SEMIÁRIDA: ESTUDO EM ESCALA EXPERIMENTAL
André Luiz Bezerra da Silva
Natal - Junho
2018
André Luiz Bezerra da Silva
AVALIAÇÃO DO POTENCIAL DE LIBERAÇÃO DE FÓSFORO A
PARTIR DO SEDIMENTO DE UM RESERVATÓRIO DA REGIÃO
SEMIÁRIDA: ESTUDO EM ESCALA EXPERIMENTAL
Projeto de Trabalho de Conclusão de
Curso apresentado à Universidade
Federal do Rio Grande do Norte como parte dos requisitos exigidos para
concluir o curso de Engenharia
Ambiental.
Orientador(a): Dra. Fabiana Araújo
Coorientador(a): Profª. Dra. Vanessa Becker
Natal - Junho
2018
Universidade Federal do Rio Grande do Norte - UFRN Sistema de Bibliotecas - SISBI
Catalogação de Publicação na Fonte. UFRN - Biblioteca Central Zila Mamede
Silva, André Luiz Bezerra da.
Avaliação do potencial de liberação de fósforo a partir do sedimento de um reservatório da região semiárida: estudo em escala experimental / André Luiz Bezerra da Silva. - 2018. 22 f.: il.
Monografia (graduação) - Universidade Federal do Rio Grande do Norte, Centro de Tecnologia, Curso de Engenharia Ambiental. Orientadora: Prof.ª Dr.ª Fabiana Oliveira de Araújo Silva. Coorientadora: Prof.ª Dr.ª Vanessa Becker.
1. Eutrofização - Monografia. 2. Fertilização interna - Monografia. 3. Reservatórios tropicais - Monografia. I. Silva, Fabiana Oliveira de Araújo. II. Becker, Vanessa. III. Título. RN/UF/BCZM CDU 556.18(813.2)
André Luiz Bezerra da Silva
AVALIAÇÃO DO POTENCIAL DE LIBERAÇÃO DE FÓSFORO A
PARTIR DO SEDIMENTO DE UM RESERVATÓRIO DA REGIÃO
SEMIÁRIDA: ESTUDO EM ESCALA EXPERIMENTAL
Trabalho de Conclusão de Curso apresentado à Universidade Federal do Rio Grande do Norte como parte dos requisitos para obtenção do título de Engenheiro Ambiental
BANCA EXAMINADORA
______________________________________________________ MSc. Hérika Cavalcante Dantas da Silva
Universidade Estadual da Paraíba
______________________________________________________ Dr. Pablo Lúcio Rubim Costa dos Santos
Universidade Federal do Rio Grande do Norte
________________________________________________________ Dra. Fabiana Oliveira de Araújo Silva – Orientadora
Universidade Federal do Rio Grande do Norte
________________________________________________________ Dra. Vanessa Becker – Coorientadora
Agradecimentos
Agradeço em primeiro lugar а Deus que sempre esteve comigo, me deu forças para nunca desistir e iluminou о meu caminho durante esta caminhada;
Agradeço а minha mãe Maria das Graças Bezerra, a quem eu devo tudo o que sou hoje, muitas vezes abdicando de fazer coisas para si, para se dedicar a mim, sem ela não seria nada. Ela que sempre fez de tudo pra me dar o necessário e que sempre me deu apoio e incentivo todas as horas. Obrigado por tudo;
Agradeço a minha amiga e orientadora Fabiana por toda orientação, apoio е confiança, não só na realização deste trabalho, mas também na vida. Ela que me acompanhou no decorrer de todo o trabalho e sempre esteve disposta a me tirar dúvidas a qualquer hora. Obrigado por toda orientação e amizade;
Agradeço a minha coorientadora Vanessa, por suas correções, pela oportunidade de conhecer e participar do seu projeto de pesquisa ELISA, pela confiança e suporte essencial para a realização das coletas e análises;
Agradeço aos meus amigos e colegas da sala de projetos, Daniel Medeiros, Daniel Lima, Diógenes, Fernanda, Hérika, Ingridh, Jade, Jessica Leite, Jessica Papera, Mozart, Neuciano, Pablo, Raul e Thais, pelo convívio diário, por toda ajuda no laboratório, apoio e amizade;
Agradeço aos meus amigos, irmãos que escolhi, Adrielly, Brunna, Jéssica, Larissa, Patrick, Suane e Yuri que estão comigo desde o inicio de C&T. Arthur, Bruna, Edna, Laís, Lillian, Lizandra, Lorena, Renata, Rodrigo e Talles que são sempre presentes em minha vida, pelo carinho, amizade, incentivo e apoio constantes;
Agradeço aos meus amigos Bárbara, Daniel, David, Filipe, Raul e Roberto que fizeram parte da minha formação е que vão continuar presentes em minha vida com certeza;
Agradeço a minha Família, meus tios e primos, por serem essenciais para a minha vida e que tanto torceram para que este dia chegasse;
Agradeço aos professores que desempenharam com dedicação as aulas ministradas;
A quem não mencionei, mas esteve presente ao meu lado eu quero lembrar que não estão esquecidos: vocês foram imensamente importantes para concluir meu curso.
Avaliação do potencial de liberação de fósforo a partir do sedimento de um
reservatório da região semiárida: estudo em escala experimental
Resumo: Intervenções antropogênicas aceleram a eutrofização em ecossistemas aquáticos continentais,
através do aumento da emissão de fontes externas de nutrientes. Mesmo com adoção de medidas sejam tomadas ao longo dos anos para reduzir o carregamento externo a fim de controlar ou reduzir o processo de eutrofização, a recuperação é tardia. Visto que, existem vários outros mecanismos que podem ser responsáveis pela liberação de fósforo (P) a exemplo do sedimento do próprio sistema. Sendo assim, o objetivo deste trabalho foi avaliar o do oxigênio sobre a taxa de liberação de P do sedimento de um reservatório do semiárido tropical, através de experimentos em laboratório, onde foi avaliada a liberação de P do sedimento para a coluna d’água na presença e ausência de oxigênio. Este estudo demonstrou que as concentrações de oxigênio na interface sedimento-água dos reservatórios influenciam diretamente o fluxo de liberação de P, visto que em condições de anoxia os fluxos de liberação foram significativamente mais altos do que nas condições de oxia. No total, as taxas de liberação de P foram significativas para ambos os tratamentos, este fato pode ser fundamentado em consequência de que as formas de P no sedimento também influenciam no potencial da mobilidade de P do sedimento para a coluna d’água. Dessa forma, nosso estudo demonstrou que o sedimento do reservatório de Cruzeta tem grandes potenciais de liberar fósforo para a água do reservatório, contribuindo assim para a manutenção do estado trófico.
Sumário
1. INTRODUÇÃO ... 8
2. MATERIAIS E MÉTODOS ... 10
2.1 Área de Estudo ... 10
2.2 Amostragem ... 11
2.3 Experimento de liberação de fósforo ... 12
2.4 Análise dos dados ... 13
3. RESULTADOS ... 15
4. DISCUSSÃO ... 17
5. CONCLUSÃO ... 19
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1. INTRODUÇÃO
A eutrofização é um processo natural que ocorre dentro do fluxo ecológico dos ecossistemas aquáticos resultado do aumento da concentração de nutrientes, principalmente nitrogênio (N) e fósforo (P) (ESTEVES & MEIRELLES-PEREIRA, 2011). A eutrofização do lago é um problema ambiental mundial que ameaça a saúde dos ecossistemas. Não só cria desequilíbrios entre diferentes processos biológicos, mas também resulta na perda da biodiversidade do ecossistema (ZHAI et al., 2010). Isso ocorre devido ao aumento da biomassa dos produtores primários, prejudicando a qualidade da água pelo esgotamento de oxigênio dissolvido, além de poder causar também outros efeitos negativos, como as florações de cianobactérias tóxicas que podem ser nocivas para a saúde humana. (ROLAND et al., 2012). Estiagens prolongadas na região semiárida promovem grande evaporação e considerável redução do volume d’agua, interferindo significativamente na qualidade da água (ESTEVES et al., 1998), uma vez que a seca impulsiona a acumulo de sais e nutrientes, o tornando mais susceptível a processos de eutrofização.
Intervenções antropogênicas vem acelerando a eutrofização em ecossistemas aquáticos continentais, através do aumento da emissão de fontes externas de nutrientes, tanto pontuais como o lançamento de esgotos, quanto difusas como o carregamento de nutrientes de solos da bacia de drenagem para o reservatório (SMITH, 1998). Ainda assim, apesar de várias medidas terem sido tomadas ao longo dos anos para reduzir o carregamento externo a fim de controlar ou reduzir o processo de eutrofização, a recuperação do lago após uma redução dessa carga muitas vezes é adiada (MARSDEN, 1989; JEPPESEN et al,1991; MOLEN, 1994), pois o P acumulado no sedimento, durante o período de alta carga, é liberado para a coluna d’água (SAS, 1989; MARSDEN, 1989; RYDING, 1989; SØNDERGAARD, JENSEN & JEPPESEN, 1999). Essa carga interna pode ser tão significativa que evita melhorias na qualidade da água e, portanto, o lago pode não atender à critérios estabelecidos (GRANELLI, 1999; SCHARF, 1999), apesar da redução do aportede P para um nível onde seriam esperadas mudanças benéficas.
A geoquímica de sedimentos pode fornecer informações sobre o potencial de liberação da carga interna de P e a resposta dos produtores primários. Várias formas geoquímicas de P são encontradas nos sedimentos, e sua distribuição em diferentes frações influenciam a quantidade de P que pode ser liberada sob diferentes condições ambientais (BOSTRO & PETTERSSON, 1982; ZHOU et al., 2001). Vários fatores biológicos, químico, físicos e físico-químicos interferem na mobilização, na retenção e liberação dos íons fosfatos entre a água e o sedimento (ESTEVES &
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PANOSSO, 2011).
A retenção do P no sedimento ocorre na sequencia de três processos: a deposição de P no sedimento, a transformação química e o enterro do P nas camadas mais profundas do sedimento (BOERS, RAAPHORST & MOLEN, 1998). A liberação liquida de P do sedimento é causada pelo ciclo de sedimentação das partículas que são produzidas na coluna d’água e a liberação de P bruto pela decomposição dos compostos orgânicos vindos do sedimento (SØNDERGAARD, JENSEN & JEPPESEN, 2011).
Além disso, existem mecanismos que podem ser responsáveis pela liberação de P do sedimento do reservatório. A ressuspensão induzida pelo vento é um mecanismo que frequentemente causa aumento de concentração de sólidos em suspensão na água do lago. As formas ligadas a partículas de deposição de fósforo no fundo podem ser ressuspensas várias vezes antes da sedimentação permanente (EKHOLM et al., 1997). Outro mecanismo é a temperatura que estimula a mineralização da matéria orgânica, liberação de fosfato inorgânico com temperaturas crescentes (BOSTRÖM et al., 1982, JEPPESEN et al., 1997; GOMEZ et al., 1998) e sedimentação do material orgânico relacionado à variação sazonal da produtividade do fitoplâncton (Ryding, 1981; Istvánovics & Pettersson , 1998). O pH também pode aumentar as taxa de liberação pois no sedimento de lagos eutróficos, o pH fotossinteticamente elevado pode estabelecer mais fósforo, que é vagamente sorvido para ferro e, assim, aumenta as taxas de liberação (LIJKLEMA, 1976; SØNDERGAARD, 1988; WELCH & COOKE, 1995; ISTVÁNOVICS & PETTERSSON, 1998).
Além dos fatores mencionados, o oxigênio também pode interferir na liberação do P e, muitas vezes, é o principal fator responsável pelo aumento da carga interna de P. Em lagos estratificados a ausência de oxigênio e o seu estado de trofia estão relacionados a altas taxas de liberação de P quando as concentrações de oxigênio são mais baixas (NURNBERG, 1984; HUPFER & LEWANDOWSKI, 2008). Este fato ocorre devido, na presença de oxigênio, o fósforo é adsorvido a compostos de ferro (III), enquanto que na anoxia, o ferro (III) é reduzido ao ferro (II) e, em seguida, o ferro e o fosfato sorvido são liberados e retornam para a coluna d’água. Nos reservatórios rasos, na coluna d’água inteira geralmente há presença de oxigênio, o que estabelece uma camada de superfície oxigenada do sedimento com alta capacidade de reter fósforo ou se ligar com o P (PENN et al., 2000) De acordo com isso, Penn et al. (2000) sugeriu que uma micro camada oxidada na região sedimento-água inibe parcialmente a liberação de fósforo de sedimentos em condições bem misturadas. Por outro lado, o fósforo preso na micro-camada oxidada pode ser liberado quando a micro camada é quimicamente reduzida no início da anoxia.
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Em seguida, são observadas altas taxas de libertação de fósforo. Desta forma, a micro camada oxidada pode servir para regular a recorrências nas taxas de liberação de fósforo do sedimento (SØNDERGAARD, JENSEN & JEPPESEN, 2003).
Apesar de rasos, os reservatórios da região semiárida apresentam estratificações químicas diárias associadas a momentos de anoxia na camada inferior da coluna d’água. Alguns estudos realizados demonstraram a liberação de P a partir do sedimento de reservatórios rasos para a água (LEE et al., 1977; BOSTRÖM et al., 1982; JENSEN & ANDERSEN, 1992). Portanto, sabendo que a eutrofização e a anoxia são um processos recorrentes no semiárido nos longos períodos de secas prolongadas, onde há altas concentrações de nutrientes nos reservatórios, o objetivo deste trabalho foi avaliar o efeito da concentração de oxigênio sobre a taxa de liberação de P do sedimento de um reservatório do semiárido tropical, através de experimentos em laboratório, onde foi avaliada a liberação de P do sedimento para a coluna d’água na presença e ausência de oxigênio.
2. MATERIAIS E MÉTODOS
2.1 Área de Estudo
O reservatório Cruzeta, localizado no município de Cruzeta/RN (Figura 1), foi projetado em 1910 e sua construção foi iniciada em 1920, tendo sido concluída em 1929 pelo barramento do Riacho São José, sendo o IFOCS (Inspetoria Federal de Obras Contra a Seca) hoje DNOCS, o órgão responsável na época. A barragem do reservatório Cruzeta tem 880 m de extensão, medido pelo coroamento, construída em solo compactado do tipo seção homogênea, com altura máxima de 15 m. A área da bacia hidráulica é de 844,24ha com volume armazenado de 35.000.000 m³ e o volume da reserva intangível (volume morto) é de 2.990.000 m³ (DNOCS, 2005). O açude Cruzeta possui uma grande importância para o abastecimento da cidade de Cruzeta, por possuir potencial disponibilidade de acumulação hídrica para atender às demandas de pesca, recreação, dessedentação animal e irrigação do perímetro irrigado (a jusante do açude). A bacia hidrográfica do açude Cruzeta está inserida na bacia do rio Seridó. O rio São José, seu rio principal, é um afluente pela margem direita do rio Seridó que por sua vez é afluente pela margem esquerda do rio Piranhas-Açu. A área da bacia do açude Cruzeta mede 1.010 km² com um perímetro de 157 km, compreende terras dos municípios de: São Vicente com 415 km² (41,1%); Florânea 311 km² (30,8%); Cruzeta 230 km² (22,8%); Acari 49 km² (4,8%) e Currais Novos 5 km² (0,5%) (GUIMARÃES Jr.et al., 2002).
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2.2 Amostragem
A coleta da amostra de água e sedimento, que foram utilizadas nesse experimento, foi realizada no açude Cruzeta, em setembro de 2016, neste período o reservatório estava com 0.38% da sua capacidade máxima e com profundidade de aproximadamente 2 metros, em um ponto próximo à barragem (Figura 1), por ser o local mais profundo do reservatório é a área de acumulação de sedimentos e onde a água para o abastecimento humano é captada. Na coleta do sedimento foi utilizado o coletor de sedimento Kajac sediment core sampler (ø7,5cm), para recolher amostras de um core do sedimento de 0 – 10 cm. As amostra foram acondicionadas em depósitos de polietileno, lavadas anteriormente em ácido HCl 10%, para serem levadas até o laboratório onde foi realizado o experimento. O sedimento não foi peneirado e foi desconsiderada a presença de macroinvertebrados.
A amostra de água foi coletada com o auxílio da garrafa de van Dorn, colocada em garrafas acondicionadas em caixas térmicas com gelo para o transporte até o laboratório.
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2.3 Experimento de liberação de fósforo
Para quantificar o efeito da concentração de oxigênio sobre a taxa de liberação de P do sedimento na qualidade da água, foi realizado um experimento de bancada com dois tipos de tratamento: Um tratamento óxico com o oxigênio dissolvido (OD) > 5 mg L-1 (C ox) e o outro
tratamento anóxico com o OD < 1 mg L−1 (C anox), os dois com a água e sedimento do açude
Cruzeta. Cada tratamento foi feito com três réplicas.
O experimento foi realizado em seis garrafas de vidro âmbar, com tampa e capacidade máxima de 1L. No laboratório, em cada garrafa foi acondicionado 200 g do sedimento homogeneizado e 500 ml da água coletada e filtrada em filtros de fibra de vidro de 1.2µm de porosidade, para eliminar a interferência de organismos de maior porte como fitoplâncton e o zooplâncton (Figura 3).
No tratamento óxico (C ox), as garrafas foram mantidas abertas e o OD foi mantido acima
de 5 mg/L (medido através do oxímetro). Já no tratamento anóxico, foi injetado nitrogênio gasoso (N2) até o OD chegar próximo menor do que 1 mg/L (medido através do oxímetro) e, logo após
foram fechadas com tampas de plástico para manter as condições anóxicas (Figura 3). O experimento foi mantido na ausência de luz e na temperatura ambiente. Ao longo do experimento foram realizados constantes monitoramentos dos níveis de oxigênio para manter as condições do experimento.
As medições iniciaram após a sedimentação total do sedimento nas garrafas. Após a sedimentação, foram feitas medições dos pH iniciais, temperatura, o nível de oxigênio e foram retiradas amostras de água para análise de fósforo total dissolvido (TDP) e fósforo reativo solúvel (SRP). O volume de água retirado foi reposto com água do reservatório filtrada em 0,2 µm para manter o volume. Após três dias do inicio do experimento foi realizado novamente a medição do OD, temperatura, pH e foram feitas as análises de SRP e TDP. O mesmo procedimento foi repetido no sétimo e décimo quarto dia após o inicio do experimento.
A medição do OD foi realizada com o auxilio de um medidor de oxigênio dissolvido (Instrutherm MO– 900) em mg/L e o pH foi medido através de um pHmetro (HANNA Instruments), nos dias de análises, supracitados, do experimentos. As amostras retiradas para análise da concentração de P foram filtradas em filtros de fibra de vidro (Ø 47 mm e 0,45 μm de porosidade) e em seguida foram determinadas as concentrações de fósforo total dissolvido (PTD), após a digestão (VALDERRAMA,1981), e de fósforo reativo solúvel (SRP) (MURPHY & RILLEY, 1962).
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2.4 Análise dos dados
Para quantificar a liberação de P do sedimento para a coluna d’água ao longo do experimento foi feito o cálculo da taxa de liberação do nutriente para cada tratamento (C ox e C anox) de acordo com a equação 1 (SCHAANNING et al., 2006):
JD = (Ct – C0) . V eq. 1
A . t
Sendo:
JD = Fluxo de lançamento de P a partir dos sedimentos para a coluna d’água (mgP.m-2.d-1)
Ct = concentração de P na água no tempo t (mg.m-3)
C0 = concentração de P na água no tempo 0 (mg.m-3)
V= Volume de água sobre o sedimento (m³) A = Área superficial de sedimento no frasco (m2) t = tempo de duração do experimento (dias)
Para verificar se houve diferença significativa entre as taxas de liberação de P na presença e ausência de oxigênio foram feitos um testes T para amostras independentes, com um nível de significância de 5% (STATISTICA 7). Para comparar as concentrações de fósforo na água nos diferentes intervalos de tempo, foram feitos teste T para amostras dependentes, com um nível de significância de 5% (STATISTICA 7).
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Figura 3. Representação do experimento de liberação de fósforo do sedimento para coluna d’água do reservatório de Cruzeta.
3. RESULTADOS
Durante o experimento, os tratamentos óxicos mantiveram uma concentração média de oxigênio dissolvido (OD) próximas de 7,8 mg L−1(±0,41) e de 1,0 mg L−1 (±0,12) para os tratamento anóxicos, até o final do experimento. Nos dois tratamentos, o pH teve inicialmente um aumento de 6 no dia 0 para 7,5 no dia 3, se mantendo 7,3 em média nos restante do experimento. A temperatura também se manteve durante o experimento a 24°C em média, em ambos os tratamentos.
Analisando as concentrações de P liberado do sedimento ao longo do experimento, obtivemos que as concentrações de fósforo solúvel reativo (SRP) no inicio do experimento (dia 0)
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apresentavam valores médios próximos em ambos os tratamentos, de 64,4 µg/L (± 10,8) nas amostras do tratamento anóxico (C anox) e de 60,1 µg/L (± 8,9) nas amostras do tratamento óxico
(Cox). No tratamento anóxico houve um aumento relevante de 64,4 µg/L (± 10,8) para 205,4 µg/L
(± 33,0) do dia 0 até o dia 7 (pico máximo de liberação), em seguida houve redução para 192,0 µg/L (± 17,0) até o dia 14, enquanto que a liberação no tratamento óxico (C ox) não foi tão
acentuada em relação ao tratamento anóxico e ocorreu em menor proporção ao longo dos dias, visto que até o ultimo dia do experimento a liberação ocorreu apenas de forma crescente apenas até 127,3 µg/L (± 22,5) (Figura 4). As concentrações de fósforo total dissolvido (TDP) no inicio do experimento (dia 0) apresentaram valores médios próximos em ambos os tratamentos, de 60,1 µg/L (± 11,2) nas amostras do tratamento anóxico (C anox) e de 66,8 µg/L (± 11,9) nas amostras do
tratamento óxico (Cox). No tratamento anóxico houve um aumento relevante de 60,1 µg/L (± 11,2)
para 205,9 µg/L (± 33,3) do dia 0 até o dia 7 (pico máximo de liberação), em seguida houve redução para 175,4 µg/L (± 8,2) até o dia 14, enquanto que a liberação no tratamento óxico (C ox)
não foi tão acentuada em relação ao tratamento anóxico e ocorreu em menor proporção ao longo dos dias, em razão de até o último dia do experimento a liberação ocorreu apenas de forma quase que linear até 113,0 µg/L (± 22,5) (Figura 4).
Figura 4. Concentração de fósforo solúvel reativo (FSR; µg/L) e fósforo dissolvido total (PDT) ao longo do experimento (14 dias), nos tratamentos sem oxigênio (anóxico) e com oxigênio (óxico).
Levando em conta todo o período do experimento (0-14), a taxa de liberação total (TOT) foi positiva e significativa para o SRP (P = 0,003) e para o TDP (P = 0,031). Em virtude de os fluxos de P terem variado durante o tempo, foram analisados os fluxos de P nos intervalos de tempo do dia 0 a dia 7(0-7) e do dia 7 a dia 14(7-14). No intervalo de tempo inicial (0-7), os fluxos foram positivos para todos os tratamentos, o que indica que houve a liberação do P a partir do sedimento (Figura 5). Contudo nas amostras do tratamento com a ausência de oxigênio houve liberação
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significativamente maior de SRP (P = 0,007) e de TDP (P = 0,008) (Figura 5). Os fluxos de P no intervalo de tempo de 7-14 foram negativos para as amostras do tratamento anóxico (C anox), o que
é indicativo de absorção de P pelos sedimentos, ao mesmo tempo em que no tratamento óxico (C
ox) a taxa de liberação continuou a mesma.
Figura 5. Taxa de liberação de fósforo solúvel reativo (SRP; µg/L) e fósforo dissolvido total (TDP) ao longo do experimento (14 dias), nos tratamentos sem oxigênio (anóxico) e com oxigênio (óxico). Asterisco (*): nível de significância P<0.05.
Como foram observadas taxas positivas no tratamento óxico e negativas para o tratamento anóxico no período de 7-14, embora não tenha dado diferenças significativas entre as taxas, comparamos as concentrações de fósforo entre os dias 7 e 14 do experimento. Foi observado que não houve diferença nas concentrações de SRP (anóxico P = 0,464; óxico P = 0,189) e PDT (anóxico P = 0,201; óxico P = 0,926).
4. DISCUSSÃO
Este estudo demonstrou que as concentrações de oxigênio na interface sedimento-água dos reservatórios influenciam diretamente o fluxo de liberação de P, visto que em condições de anoxia os fluxos de liberação foram significativamente mais altos do que nas condições de oxia.
Conforme Holdren e Armstrong (1980 – Tabela 1) as taxas de liberação de P a partir do sedimento, nos experimentos realizados em laboratório em que as temperaturas alternaram entre 20 e 30°C, as taxas de liberação variaram de 1.2 a 9.6 (mgP.m-2.d-1) para os tratamentos óxicos e de 26 a 154 (mgP.m-2.d-1) nos tratamentos anóxicos, demonstrando que as taxas de liberação de P com a
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ausência de oxigênio são bem maiores. Nossos resultados ficaram dentro da variação encontrada em ambientes com a temperatura e estado trófico similares, variando de 0.30 a 0.68 (mgP.m-2.d-1) nos tratamentos óxicos e de 1.16 a 1.29 (mgP.m-2.d-1) para os anóxicos, comprovando que as taxas foram bem maiores na anoxia.
De acordo com Penn et al (2000), na interface sedimento-água, há uma microcamada que sob condições de águas bem misturadas, com a presença de oxigênio, dificulta parcialmente a liberação de P. De outro modo, altas taxas de liberação de P são observadas quando esta microcamada oxidada é quimicamente reduzida no início da anoxia. Como observado no período inicial deste experimento, no tratamento óxico o TDP e o SRP foram liberados parcialmente, enquanto que no tratamento anóxico a liberação ocorreu de forma mais acentuada.
No total, as taxas de liberação de P foram significativas altas para ambos os tratamentos, este fato pode ser fundamentado em consequência de que as formas de P no sedimento também influenciam no potencial da mobilidade de P do sedimento para a coluna d’água. Dentre estas formas há o BD-P (KAISERLI et al., 2002; ZHOU et al., 2005) que está associado a formas de P ligados ao ferro e manganês. Segundo Cavalcante et al (2018), no sedimento do reservatório de Cruzeta, dentre as composições de P móvel, as concentrações de BD-P foram de 60-78% de todo o P móvel. O BD-P é a forma de P mais móvel devido a sua sorção e adsorção serem controladas pelas condições redox, de maneira que em condições anóxicas essa forma de P pode ser liberada devido a redução e dissolução do hidróxido de ferro (FeOH3) quando há ausência de oxigênio na superfície do sedimento (AMIRBAHMAN et al., 2013). Em sedimentos óxicos e na coluna d’água o FeOH3 é bastante eficiente na adsorção de fosfato inorgânico, porém, em condições anóxicas, na redução de ferro III para ferro II, o P e o Fe adsorvidos são liberados e se tornam biodisponíveis (LAKE et al., 2007). Portanto, a fração de ferro ligado ao P pode ter contribuído significativamente para as altas taxas de liberação.
Lijklema (1976) demonstrou que o pH também pode interferir na liberação de P, visto que o aumento do pH influencia na liberação do P ligados ao ferro, já que a capacidade de ligação do ferro ao fósforo na camada de sedimento diminui com o aumento do pH conforme os íons hidroxila disputam com os íons de fósforo. Além disso, em lagos eutróficos, o pH fotossinteticamente elevado pode liberar mais fósforo do sedimento, que se encontram fracamente ligados ao ferro, e com isso aumenta as taxas de liberação. (LIJKLEMA, 1976; SØNDERGAARD, 1988; WELCH & COOKE, 1995; ISTVÁNOVICS & PETTERSSON, 1998). Como verificado no período 0-3 deste experimento, houve um aumento do pH em ambos tratamentos. No dia 0 o pH foi de 5,9 (±0,25) aumentando para 7,5 (±0,01) no dia 3 do experimento, o que pode ter aumentado as taxas de
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liberação de P até o dia 7 do experimento.
No período de 7-14 do experimento, os resultados revelaram que apesar de obtermos taxas negativas no tratamento anóxico e positivas para o tratamento óxico, nos dois tratamentos não houve diferenças significativas para as concentrações de P entre o período de 7-14. Com isso, não podemos concluir que houve a retenção de P e sim um indicativo de estabilização na liberação de P em ambos os tratamentos.
Cavalcante et al (2018a) constatou altas concentrações de SRP na água do reservatório de Cruzeta e sugeriu que estas concentrações foram resultado da ressuspensão induzida pelos ventos, visto que o reservatório é raso e se encontrava bem misturado (ou seja, não houve anoxia). Porém, em nosso estudo houve liberação de P do sedimento mesmo no tratamento com a presença de oxigênio, comprovando que além da ressuspensão pelos ventos a carga interna também a influencia nas concentrações de P na água do reservatório. Além disso, Cavalcante et al (2018b) encontrou uma alta concentração de P no sedimento do reservatório de Cruzeta e uma alta fração de BD-P. Por isso, nossos resultados demonstraram que se houver as condições de anoxia no reservatório de Cruzeta haverá altas taxas de liberação de P e esta carga interna P pode ser bem maior.
5. CONCLUSÃO
Apesar das atividades antropogênicas intensificarem os processos de eutrofização em ecossistemas aquáticos continentais, acrescentando o aporte de nutrientes nos corpos d’água através de fontes pontuais e difusas, nos sedimentos dos reservatórios há grandes quantidades de P acumulado. Neste caso, mesmo que medidas sejam tomadas para reduzir este carregamento externo para diminuir os processos de eutrofização, o P acumulado no sedimento é liberado para a coluna d’água. Dessa forma, nosso estudo demonstrou que o sedimento do reservatório de Cruzeta tem grandes potenciais de liberar fósforo para a água do reservatório, contribuindo assim para a manutenção do estado trófico, mesmo com a presença ou ausência de oxigênio, uma vez que nossos resultados apresentaram, no total, taxas de liberação de TDP e SRP significativamente positivas para ambos tratamentos e que apesar do reservatório não apresentar histórico de condições anóxicas, as taxas de liberação de P serão maiores ainda se houver em algum momento a ausência de oxigênio.
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6. REFERÊNCIAS
AMIRBAHMAN, A., LAKE, B.A., NORTON, S.A., 2013. Seasonal phosphorus dynamics in the sur-ficial sediment of two shallow temperate lakes: a solid-phase and pore-water study. Hydrobiologia 701, 65–77.
BOERS, P.C.M., RAAPHORST, V.W. & MOLEN, D. T.Phosphorus retention in Sediments. Elsevier Science Ud Printed in Great Britain,Waf. Sci. Tech. 1998, Vol. 37. No.3. pp. 31-39. IAwQ..0273-1223198
BOSTROM, B. Relations between chemistry, microbial biomass and activity in sediments of a polluted vs.a non-polluted eutrophic lake. Verhandlungen International Vere in Limnologie. 1988, vol. 23, pp. 451–459.
BOSTRÖM, B., M. JANSSON & C. FORSBERG, 1982. Phosphorus release from lake sediments. Arch. Hydrobiol. Beih. Ergebn. Limnol. 18: 5–59.
CAVALCANTE, H., ARAÚJO, F., BECKER, V., 2018a. Phosphorus dynamics in the water of tropical semiarid reservoirs in a prolonged drought period. Acta Limnol. Bras. 30, online first. https://doi.org/http://dx.doi.org/10.1590/S2179-975X161
CAVALCANTE, H., ARAÚJO, F., NOYMA, N.P., BECKER, V., 2018b. Phosphorus fractionation in sediments of tropical semiarid reservoirs. Sci. Total Environ. 619–620, 1022–1029. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2017.11.204.
EKHOLM, P., O. Malve & T. Kirkkala, T., 1997. Internal and external loading as regulators of nutrient concentrations in the agriculturally loaded Lake Pyhäjärvi, southwest Finland. Hydrobiologia345: 3–14.
ESTEVES, F. A. 1998. Fundamentos de Limmnologia. Interciência/Finep, Rio de Janeiro, 604p. ESTEVES & PANOSSO. Fósforo. In; ESTEVES, F, A. (Coord.) Fundamentos de Limnologia, 20113. ed. Rio de Janeiro: Interciência, p.259-281.
ESTEVES, F, A., MEIRELLES-PEREIRA, F. Eutrofização Artificial. In; ESTEVES, F, A. (Coord.)Fundamentos de Limnologia. Rio de Janeiro: Interciência,2011,p.625-655.
ESTEVES, F, A., MEIRELLES-PEREIRA, F.. Eutrofização Artificial. In; ESTEVES, F, A. (Coord.) Fundamentos de Limnologia, 1998, segunda Edição. Rio de Janeiro: Interciência, p. 85-96.
GRANELI, W. (1999) Internal phosphorus loading in Lake Ringsjön. Hydrobiologia 404, 19-26.
HOLDREN, G. Cjr; ARMSTRONG, David E. Factors affecting phosphorus release from intact lake sediment cores. Environmental Science & Technology, v. 14, n. 1, p. 79-87, 1980.
ISTVÁNOVICS, V. & K. PETTERSSON, 1998. Phosphorus release in relation to composition and isotopic exchangeability of sedi-ment phosphorus. Arch. Hydrobiol. Special Issues of Advances Limnology 51: 91–104
21
JEPPESEN, E., KRISTENSEN, P., JENSEN, J.P., SØNDERGAARD, M., MORTENSEN, E., and LAURIDSEN, T. (1991) Recovery resilience following a reduction in external phosphorus loading of shallow, eutrophic Danish lakes: duration, regulating factors and methods for overcoming resilience. Mem. Ist. Ital. Idrobiol. 48, 127-148.
JENSEN, H. S. & F. Ø. ANDERSEN, 1992. Importance of temperature, nitrate, and pH for phosphate release from aerobic sediments of four shallow, eutrophic lakes. Limnol. Oceanogr. 37: 577–589.
KAISERLI, A., VOUTSA, D., SAMARA, C., 2002. Phosphorus fractionation in lake sediments – lakes Volvi and Koronia, N. Greece. Chemosphere 46, 1147–1155.
KIM, L.-H., CHOI, E., STENSTROM, M.K., 2003. Sediment characteristics, phosphorus types and phosphorus release rates between river and lake sediments. Chemosphere 50, 53–61. https://doi.org/10.1016/S0045-6535(02)00310-7
LAKE, B.A., COOLIDGE, K.M., NORTON, S.A., Amirbahman, A., 2007. Factors contributing to the internal loading of phosphorus from anoxic sediments in six Maine, USA, lakes. Sci.Total Environ. 373, 534–541.
LEE, G. F., W. C. SONZOGNI & R. D. SPEAR, 1977. Significance of oxic vs anoxic conditions for Lake Mendota sediment phosphorus re-lease. In Golterman, H. L. (ed.), Interactions Between Sediments and Freshwater: 294–306.
LIJKLEMA, L. 1976. The role of iron in the exchange of phosphate between water and sediments. In Interaction Between Sedimetns and Freshwater. SIL-UNESCO-symp., Junk, The Hague: 313– 317.
MARSDEN, M.W. (1989). Lake restoration by reducing external phosphorus loading: the influence of sediment phosphorus release. Freshwater Biol. 21, 139-162.
MURPHY, J. & RILLEY, J.P.A modified single-solution method for the determination of phosphate in natural waters.1962,AnalyticaChimicaActa, 27: 31-36.
NÜRNBERG, G. K..The prediction of internal phosphorus load in lakes with anoxic hypolimnia. 1984, Limnol.Oceanogr. 29: 111–129.
PENN, M. R., M. T. Auer, S. M. Doerr, C. T. Driscoll, C. M. Brooks & S. W. Effler, 2000. Seasonality in phosphorus release rates from the sediments of a hypereutrophic lake under a matrix of pH and redox conditions. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 57: 1033–1041.
ROLAND, F.A., HUSZAR, V.L.M., FARJALLA, V.F., ENRICH-PRAST, A., AMADO, A.M. & OMETTO, J.P.H.B. Climate change in Brazil: perspective on the biogeochemistry of inland waters. 2012, Braz, J. BIOL. 72 (3): 709-722.
RYDING, S.-O. (1981). Reversibility of man-induced eutrophication. Experiences of a lake recovery study in Sweden. Int. Rev. Gesamten Hydrobiol. 66, 449-503.
SAS, H. (1989) Lake restoration by reduction of nutrient loading. Expectations, experiences, extrapolation. Academic Verlag St. Augustin, 497 pp.
22
SCHAANNING, Morten; BREYHOLTZ, Bente; SKEI, Jens. Experimental results on effects of capping on fluxes of persistent organic pollutants (POPs) from historically contaminated sediments. Marine chemistry, v. 102, n. 1, p. 46-59, 2006.
SCHARF, W. (1999) Restoration of the highly eutrophic lingese reservoir. Hydrobiologia 416, 85-96.
SMITH, V. H. Cultural eutrophication of inland, estuarine, and coastal waters. In Successes, limitations, and frontiers in ecosystem science .1998, pp. 7-49, Springer New York.
SØNDERGAARD, M., JENSEN, J.P., and Jeppesen, E. (1999) Internal phosphorus loading in shallow Danish lakes. Hydrobiologia 408/409, 145-152.
SØNDERGAARD, Martin; JENSEN, Jens Peder; JEPPESEN, Erik. Role of sediment and internal loading of phosphorus in shallow lakes. Hydrobiologia, v. 506, n. 1, p. 135-145, 2003.
SØNDERGAARD, M., 1988. Seasonal variations in the loosely sorbed phosphorus fraction of the sediment of a shallow and hyper-eutrophic lake. Environ. Geol. 11: 115–121.
VALDERRAMA, J.C. The simultaneous analisys of total nitrogen and phosphorus in natural waters. Marine Chemistry, 1981, 10:109-122.
van der MOLEN, D.T. and Boers, P.C.N. (1994) Influence of internal loading on phosphorus concentration in shallow lakes before and after reduction of the external loading. Hydrobiologia 275/276, 379-389.
WELCH, E. B. & G. D. COOKE, 1995. Internal phosphorus loading in shallow lakes: importance and control. Lake and Reservoir Management 11: 273–281.
ZHAI SJ, Hu W, Zhu Z (2010) Ecological impacts of water transfers on Lake Taihu from the Yangtze River, China. Ecol Eng 36:406–420.
ZHOU, A., TANG, H., WANG, D., 2005. Phosphorus adsorption on natural sediments: model-ing
and effects of pH and sediment composition. Water Res. 39:1245–1254.
