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INSTITUTO DE QUÍMICA
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM GEOCIÊNCIAS - GEOQUÍMICA
SUZAN JULIANA DA COSTA SANTOS
DETERMINAÇÃO DO ESTADO TRÓFICO A PARTIR DA APLICAÇÃO DOS ÍNDICES O´BOYLE E TRIX NOS COMPARTIMENTOS DA BAÍA DE
GUANABARA, RJ
NITERÓI
2015
SUZAN JULIANA DA COSTA SANTOS
DETERMINAÇÃO DO ESTADO TRÓFICO A PARTIR DA APLICAÇÃO DOS
ÍNDICES O’BOYLE E TRIX NOS COMPARTIMENTOS DA BAÍA DE
GUANABARA, RJ
Dissertação apresentada ao Curso de Pós – Graduação em
Geociências da Universidade Federal Fluminense como
requisito parcial para a obtenção do Grau de Mestre. Área de
Concentração: Geoquímica Ambiental.
Orientador:
Profº Drº Bastiaan Adriaan Knoppers
Co-Orientadora:
Profª Drª Nilva Brandini
NITERÓI
2015
S237 Santos, Suzan Juliana da Costa.
Determinação do estado trófico a partir da aplicação dos índices O’Boyle
e TRIX nos compartimentos da Baía de Guanabara, RJ / Suzan Juliana da
Costa Santos. – Niterói : [s.n.], 2015.
101 f. : il. ; 30 cm.
Dissertação (Mestrado em Geociências - Geoquímica Ambiental) -
Universidade Federal Fluminense, 2015. Orientador: Profº Drº Bastiaan
Adriaan Knoppers. Co-orientadora: Profª Drª Nilva Brandini.
1. Estado trófico. 2. Nutriente. 3. Estuário. 4. Baía de Guanabara (RJ). 5. Produção intelectual. I. Título.
CDD 574.92
1
2
“E por não saber que era impossível, foi lá e fez”.
(Jean Cocteau)
3
AGRADECIMENTOS
Ao Pai celestial a quem sempre me reportei pedindo luz, serenidade e sabedoria.
Ao Dr. Bastiaan A. Knoppers pela orientação. Tua simplicidade, tuas histórias de vida e tua paciência,
teu bom humor foram exemplares e com certeza influenciará na minha formação como profissional.
À Dr Nilva Brandini, pela co-orientação. Obrigada pelas valiosas dicas e ajudas nas campanhas
amostrais, análises laboratoriais, tratamentos de dados até a finalização desta dissertação. Torço muito
por você.
Ao Luiz C. Cotovicz, pela ajuda gigantesca mesmo estando do outro lado do oceano Atlântico,
realizando uma etapa de seu doutorado. Obrigada pela paciência, amizade, momentos divertidos e
entusiasmo.
Aos professores da banca e pré-banca Elisamara Sabadini, Edson Bidone e Weber Friederichs por
aceitarem o convite e pelas dicas adicionais que contribuíram para o aprimoramento da dissertação.
Ao professor Gwenael Abril, pelas dicas e atenção às minhas perguntas.
Aos amigos de laboratório: Ludmila Costa por me auxiliar nas inúmeras análises e pelas horas do
cafezinho com bis. À Patrícia Piaseck pelas horas descontraídas e dicas. Ao Bruno Libardoni pelos
incentivos e conversas reflexivas.
À CAPES pela concessão da bolsa de estudos e ao CNPq pelo financiamento do projeto de pesquisa,
dentro do qual faço parte.
Ao curso de Pós Graduação em Geociências (Geoquímica Ambiental) da UFF, assim como os
professores, pelo suporte e oportunidade de ingressar no mestrado.
À coordenação, professores e secretaria da pós graduação da geoquímica. Sempre prestativos flexíveis
e bem humorados. Nivaldo por me nortear sempre com as burocracias e a Meiber pelas palavras de
incentivos. Bem como as funcionárias da biblioteca da geoquímica por sempre serem solicitas e
prestes a ajudar.
Ao barqueiro Alexandre Serrano e as alunas Gyslla Vasconcelos e Alice Rodrigues. Muito obrigada.
À minha família (avó, tios e primos), em especial meus pais e irmão. Obrigada pela compreensão e
paciência nesse período. Vocês simbolizam a certeza e a segurança de que não estou sozinha.
Àquele que decidiu caminhar comigo: meu amado Alisson Andrade. Agradeço pela sua paciência,
bom humor e incentivo. Estendo minha gratidão aos meus sogros e cunhados.
Aos meus amigos e professores de graduação da UNIRIO, que participaram desde a apresentação do
edital deste mestrado até as horas de desabafo. E a minha grande amiga Thamiris Kuhn.
Aos meus amigos da Geoquímica: Raquel Cattini, Christiane Monte, Vanessa Moreira, Christiene
Matos, Newton Magalhães, Melissa Sondermann, Vitor Pereira, Alexandre Paoliello, Beatriz Marques,
Renata Barbosa, Alessandra Augusto, Juliana Nascimento, Ana Paula e os adoráveis venezuelanos
Ruth Diaz e Manoel Moreira. Obrigada de coração por me proporcionarem ótimos momentos.
Aqueles que por um lapso de memória deixei de citar, mas que contribuíram direta e indiretamente na
minha formação, obrigada mais uma vez.
4
RESUMO
A Baía de Guanabara, situada no Estado do Rio de Janeiro, é um ecossistema que há anos sofre com
pressões ambientais do processo de crescimento populacional no seu entorno. Este trabalho teve como
objetivo avaliar, temporal e sazonalmente, o estado trófico da Baía de Guanabara a partir da aplicação
dos índices de estado trófico como O’Boyle e TRIX (Trophic Index). Nove campanhas de amostragens
foram realizadas entre abril de 2013 a abril de 2014. Para um melhor entendimento, a Baía de
Guanabara foi dividida em cinco setores, considerando suas características hidrodinâmicas e
morfológicas. Em cada campanha foram realizadas medições contínuas com sondas ao longo de
trajetórias e foram medidos os seguintes parâmetros: temperatura (°C), pH, oxigênio dissolvido e
clorofila-a. Ao longo de tais trajetórias, amostras de água na subsuperfície foram coletadas para a
análise de nutrientes: nitrogênio inorgânico dissolvido, fósforo inorgânico dissolvido e silicato. A
partir das análises de tais parâmetros foi estabelecido o estado trófico da baía a partir dos índices nos
cinco compartimentos estabelecidos. Foram utilizados dados pretéritos (1982 e 1991) baseados no
monitoramento da qualidade de água da FEEMA (Atual INEA), a fim de comparar com os resultados
atuais. O índice O’Boyle considera flutuações na saturação do oxigênio dissolvido e pH. Já o índice
TRIX avalia indicadores de pressão (nitrogênio e fósforo) e o distúrbio ambiental (saturação do
oxigênio dissolvido e clorofila-a). O sistema apresentou variações nos parâmetros mensurados, tanto
entre o inverno e o verão, como entre os setores. Os dois índices de estado trófico indicaram um alto
grau de trofia em toda a extensão da Baía de Guanabara ao longo do ano. Apenas o setor um foi
classificado de mesotrófico a eutrófico em ambos os índices. O O’Boyle e o TRIX apresentaram
resultados satisfatórios, apesar de suas abordagens diferirem entre si. No entanto, algumas limitações
foram identificadas e propostas de melhorias sugeridas. Sugestões como a inclusão de termos como
ultraoligotrófico e hiperotrófico e o estabelecimento de uma base de dados mínima de escala regional.
Os dados pretéritos indicaram que a problemática da eutrofização na Baía de Guanabara é observada
há tempos, e que este processo se intensificou nos últimos anos.
Palavras-chave: Nutrientes. Estado trófico. Eutrofização. Baía estuarina. Baía de Guanabara. Brasil.
5
ABSTRACT
The Bay of Guanabara is an estuarine bay located in the state of Rio de Janeiro, southeast Brazil.
Guanabara bay’s ecosystem has suffered extensive impacts by population growth, deforestation,
sewage inputs, garbage and oils pills. This study aimed to evaluate the spatial and seasonal variation of
the trophic state of Guanabara Bay, by application of the indices O’Boyle and TRIX (Trophic Index).
Subsurface waters were collected during nine campaigns from april 2013 to april 2014. In this study,
five sectors were defined considering morphological, hydrodynamic variations (i. e. literature), and
physical and chemical measurements of waters properties involved online continuos flow through
system coupling a multi-probe to a sub-surface water pump. Several discrete water samples were
collected at stations set along the trajectories. The on line and discrete water samples were analysed
for temperature (°C), salinity, pH, dissolved oxygen (DO), chlorophyll-a and dissolved inorganic
nutrients (nitrogen-DIN; phosphurus-DIP; Silicate-DIS). Henceforth, the data were interpolated to
define five structural and functional sectors and the trophic state of (winter versus summer) and also
betwen the sectors, themselves. Furthermore diurnal variations of the main water properties were
established in sectors 4 e 5 in the upper bay to study the daily variations of the trophic state. Old data
sets from FEEMA(1982 e 1991) on the water quality were used to compare with the data of this study.
The O’Boyle index was calculated based on the range of pH (units), DO saturation (%DO), applying a
scale range from 0 to 100. TRIX was based on chloroppyll-a, DO%, DIN, DIP and scale ranges from 0
to 10. Both indices exhibited satisfactory results despite their different approaches. However some
limitations were identified and to improve these indices suggestions like the inclusion of two
additional categories: oligotrophic and hypertrophic. Furthermore, a longer set of data on the trophic
states established in O’Boyle and TRIX indices comparisons with other systems like performed in this
study and other information on the nutrients inputs should be reported to enhance the applicability and
information when applied to an individual system. The comparasion between the early data from 1982
and 1991 to the present ones, indicated that the process of eutrophication continuos to be acting in GB
with the increase of eflluents inputs and also high concentrations of nutrients amd chlorophyll-a
particulaty in the upper sectors.
Keywords: Nutrients. Trophic state. Eutrophication. Estuarine bay. Guanabara Bay. Brazil.
6
LISTA DE FIGURAS
Figura 1 - Representação de um estuário e seus setores divididos em: água salina, zona de
mistura e água doce. ................................................................................................................. 18
Figura 2 - Principais classificações de ecossistemas estuarinos a partir de características
geomorfológicas e hidrológicas. ............................................................................................... 18
Figura 3 - Baías estuarinas ao longo da costa brasileira. ......................................................... 20
Figura 4 - Sintomas da eutrofização com gradiente variando de baixo grau de nutrição para
com alto grau de nutrição - altas concentrações de nutrientes como nitrogênio e fósforo. ...... 22
Figura 5 - (A) Mapa da localização da BG e os aeroportos Santos Dumont (SBRJ) e Galeão
(SBGL), cujas estações meteorológicas registraram os dados utilizados (ICEA, 2014). (B)
Mapa batimétrico da Baía de Guanabara. Profundidade estabelecida na baixa mar de sizígia.
.................................................................................................................................................. 28
Figura 6 - Velocidade das correntes em situação de meia maré enchente de sizígia. ............. 29
Figura 7 - Velocidade das correntes em situação típica em meia maré vazante de sizígia. .... 30
Figura 8 - Distribuição granulométrica média dos sedimentos de fundo da Baía de
Guanabara. ................................................................................................................................ 31
Figura 9 - A) Setorização da BG proposta por MAYR et al., 1989; B) Setorização da BG de
acordo com a JICA, 1994. ........................................................................................................ 36
Figura 10 - Mapa da BG com as estações de amostragem e setorização proposta. Em verde
claro: a APA Guapimirim; cinza rachuriado: os locais urbanizados; símbolos em vermelhos:
os aeroportos; linhas pretas: limite dos setores; pontos pretos: estações fixas amostradas. ..... 38
Figura 11 - Mapa mostrando a metodologia de varredura contínua in situ e as estações fixas
de amostragem. ......................................................................................................................... 40
Figura 12 - Esquema de amostragem contínua utilizada no estudo. À direta, garrafa de Van
Dorn para amostragem da água em estações fixas ao longo da trajetória. ............................... 40
Figura 13 - Valores históricos das médias mensais de temperatura dos últimos 53 anos e
valores mensais no período de abril de 2013 a abril de 2014 na Baía de Guanabara neste
estudo. ....................................................................................................................................... 47
7
Figura 14 - Gráfico da média mensal dos dados pluviométricos históricos dos últimos 54
anos e precipitação mensal do período de abril de 2013 a abril de 2014. ................................ 48
Figura 15 - Gráfico com valores diários de precipitação no período das campanhas amostrais
na Baía de Guanabara. Nota: A BG 300 foi um fundeio. ......................................................... 48
Figura 16 - Mapas de concentração de medições contínuas de pH em águas superficiais da
Baía de Guanabara de cada campanha de amostragem. Tracejado vermelho delimita as
amostragens feitas no verão. OBS: A BG 100 não houve medição contínua de pH. ............... 52
Figura 17 - Mapas de concentração de medições contínuas de saturação do oxigênio
dissolvido (%OD) em águas superficiais da Baía de Guanabara em cada campanha de
amostragem. Tracejado vermelho delimita as amostragens feitas no verão............................. 53
Figura 18 - Mapas de concentração de medições contínuas de Clorofila-a em águas
superficiais da Baía de Guanabara em cada campanha de amostragem. Tracejado vermelho
delimita as amostragens feitas no verão. .................................................................................. 54
Figura 19 - Gráficos tipo”box plot” (04/2013-04/2014) com médias e desvio padrão da
salinidade, pH, secchi, temperatura, oxigênio dissolvido (mg/L) e saturado (%) e clorofila-a
(Sonda YSI e método químico Lorenzen). ............................................................................... 59
Figura 20 - Gráficos tipo”box plot” com médias e desvios-padrão do fosfato, silicato, nitrito,
nitrato, amônio, NID, razão N/P e razão SID/NID. .................................................................. 63
Figura 21 - Gráficos tipo "box plot" com médias anuais, erro padrão (EP) e desvio padrão
(DP) de dados pretéritos de 1982, 1991 e 2013/14. ................................................................. 71
8
LISTA DE TABELAS
Tabela 1 - Resumo das características físicas, da bacia hidrográfica e densidade populacional
da Baía de Guanabara ............................................................................................................... 32
Tabela 2 - Datas, os códigos, os setores abordados e o n amostral de cada coleta .................. 39
Tabela 3 - Parâmetros mensurados em água e os métodos utilizados ..................................... 41
Tabela 4 - Classificação segundo o Índice O’Boyle ................................................................ 42
Tabela 5 - Classificação do estado trófico para águas estuarinas segundo o modelo TRIX ... 44
Tabela 6 - Comparação entre a média histórica do volume pluviométrico acumulado anual e o
volume pluviométrico acumulado nos períodos de março de 2013 à março de 2014 .............. 49
Tabela 7 - Área (total = 360m²), profundidade média e fração de água doce dos setores....... 50
Tabela 8 - Teste de Mann Whitney das diferenças sazonais (inverno e verão) nos setores
(04/2013-04/2014) .................................................................................................................... 57
Tabela 9 - Dados anuais (04/2013-04/2014) por setor dos parâmetros físico-químicos
mensurados na BG a partir de amostragens discretas. Média±Desvio Padrão (DP);
Mediana=M; Máximo e Mínimo = (Máx – Mín) e n amostral = N ......................................... 58
Tabela 10 - Teste de Mann Whitney das diferenças sazonais (inverno e verão) nos setores .. 61
Tabela 11- Dados anuais (04/2013-04/2014) por setor dos parâmetros físico-químicos
mensurados na BG a partir de amostragens discretas. Média±Desvio Padrão (DP);
Mediana=M; Máximo e Mínimo = (Máx – Mín) e n amostral = N ......................................... 62
Tabela 12 - Variação dos valores de máximo e mínimo para todos os sistemas utilizados no
trabalho ..................................................................................................................................... 64
Tabela 13 - Valores de máximo, mínimo e variação entre os valores de máximo e mínimo
para todos os sistemas utilizados .............................................................................................. 65
Tabela 14 - Valores do índice O’Boyle ao longo do ano de 2013-2014, nos diferentes setores
conforme as variações sazonais ................................................................................................ 66
Tabela 15 - Cálculo detalhado das médias, desvio padrão, limite superior e inferior para a
determinação dos valores k e m da equação ............................................................................. 67
9
Tabela 16 - Comparação do índice TRIX obtido a partir da equação gerada para a BG e da
equação proposta por Vollenweider et al. (1998) ..................................................................... 67
Tabela 17 - Valores de máximo, mínimo e variação entre os valores de máximo e mínimo
para todos os sistemas utilizados .............................................................................................. 68
Tabela 18 - Classificação do índice TRIX nos 5 setores da BG e nas diferentes épocas do ano
analisadas .................................................................................................................................. 68
Tabela 19 - Classificação do índice TRIX para o ano de 1982 (dados da FEEMA) nos 5
setores da BG no verão e no inverno ........................................................................................ 70
Tabela 20 - Médias anuais dos dados de 1982, 1991 atuais (2013/14) ................................... 72
Tabela 21 - Dados anuais dos parâmetros físico-químicos mensurados na BG. Média±Desvio
Padrão (DP); Mediana=M; Máximo e Mínimo = (Máx – Mín) e n amostral = N ................... 99
Tabela 22 - Nutrientes dissolvidos mensurados na BG. Média±Desvio Padrão (DP);
Mediana=M; Máximo e Mínimo = (Máx – Mín) e n amostral = N ....................................... 100
10
LISTA DE EQUAÇÕES
Equação 1 - Fórmula do índice O’Boyle ................................................................................. 42
Equação 2 – Fórmula da equação TRIX ................................................................................. 43
Equação 3 - Fórmula do índice TRIX simplificada ................................................................ 44
Equação 4 - Fração de água doce ............................................................................................ 50
Equação 5 - Equação TRIX (Vollenweider,1998) com valores globais. ................................ 67
Equação 6 - Equação TRIX gerada para a baía de Guanabara. ............................................... 67
11
LISTA DE ABREVIATURAS
aD%O Desvio de Saturação do Oxigênio
%OD Percentual de saturação em Oxigênio Dissolvido
μM Micromol
μg/L Micrograma por litro
Hab Habitantes
m Metros
m³ Metros cúbicos
m3.s
-1 Metros cúbicos por segundo (vazão)
mm Milímetro
Lat. S Latitude Sul
Long W Longitude Oeste
Aw O clima tropical úmido e seco (Classificação de Köppen)
NID Nitrogênio Inorgânico Dissolvido
PID Fósforo Inorgânico Dissolvido ou Fosfato
SID Silica inorgânica dissolvida
km² Quilômetros quadrados
OD Oxigênio Dissolvido
S Salinidade
T Temperatura (ºC)
T.d-1
Toneladas por dia
g/Kg Gramas por quilograma
Dp Desvio Padrão
Ep Erro padrão
12
SUMÁRIO
LISTA DE FIGURAS ............................................................................................................... 6
LISTA DE TABELAS .............................................................................................................. 8
LISTA DE EQUAÇÕES ........................................................................................................ 10
LISTA DE ABREVIATURAS ............................................................................................... 11
1 INTRODUÇÃO .................................................................................................................. 14
2 OBJETIVOS ....................................................................................................................... 16
2.1 OBJETIVOS ESPECÍFICOS ............................................................................................ 16
3 FUNDAMENTAÇÃO TEÓRICA .................................................................................... 17
3.1 DEFINIÇÃO DE ESTUÁRIOS ........................................................................................ 17
3.2 EUTROFIZAÇÃO E O ESTADO TRÓFICO .................................................................. 20
3.2.1 Nitrogênio e o fósforo .................................................................................................... 22
3.2.2 Índices de estado trófico ............................................................................................... 23
3.3 MEDIÇÕES CONTÍNUAS .............................................................................................. 23
3.4 FERRAMENTAS DE ANÁLISE DE ESTADO TRÓFICO ............................................ 25
3.4.1 O’Boyle ........................................................................................................................... 26
3.4.2 TRIX ............................................................................................................................... 26
4 MATERIAIS E MÉTODOS ............................................................................................. 28
4.1 ÁREA DE ESTUDOS ....................................................................................................... 28
4.1.1 Localização, fisiografia e hidrodinâmica da Baía de Guanabara, RJ ...................... 28
4.1.2 Bacia de Drenagem ....................................................................................................... 31
4.2 SETORIZAÇÃO HIDRO GEOMORFOLÓGICA ........................................................... 35
4.3 ESTRATÉGIAS DE AMOSTRAGENS ........................................................................... 38
4.3.1 Campanhas .................................................................................................................... 38
4.4 AVALIAÇÃO DO ESTADO TRÓFICO: ÍNDICES O’BOYLE E TRIX ....................... 42
4.4.1 Índice O’Boyle ............................................................................................................... 42
4.4.2 Índice TRIX ................................................................................................................... 43
4.5 DADOS PRETÉRITOS .................................................................................................... 45
4.6 TRATAMENTOS DE DADOS ........................................................................................ 46
4.6.1 Cartográficos ................................................................................................................. 46
4.6.2 Estatísticos ..................................................................................................................... 46
5 RESULTADOS .................................................................................................................. 47
13
5.1 DADOS METEOROLÓGICOS ........................................................................................ 47
5.2 FRAÇÃO DE ÁGUA DOCE NOS COMPARTIMENTOS DA BAÍA DE
GUANABARA ......................................................................................................................... 49
5.3 DADOS CONTÍNUOS: pH, %OD e Clo-a ...................................................................... 51
5.4 DADOS DAS ESTAÇÕES FIXAS .................................................................................. 55
5.4.1 Parâmetros físicos-químicos ......................................................................................... 55
5.4.2 Nutrientes ....................................................................................................................... 60
5.5 ÍNDICES ........................................................................................................................... 64
5.5.1 O’Boyle ........................................................................................................................... 64
5.5.2 TRIX ............................................................................................................................... 66
5.6 DADOS PRETÉRITOS .................................................................................................... 69
6 DISCUSSÕES..................................................................................................................... 73
6.1 A QUALIDADE DE ÁGUA DA BAÍA DE GUANABARA .......................................... 73
6.2 ESTADO TRÓFICO: ÍNDICE O’BOYLE E TRIX ......................................................... 75
6.3 LIMITES E DESAFIOS NA APLICABILIDADE DOS ÍNDICES ................................. 77
7 CONCLUSÃO .................................................................................................................... 80
8 REFERÊNCIAS ................................................................................................................ 82
9 ANEXOS ............................................................................................................................. 99
14
1 INTRODUÇÃO
A zona costeira pode ser considerada como a interface entre o continente e oceano e
um dos principais elos que controlam o ciclo hidrológico e biogeoquímico global. Os
processos biogeoquímicos são influenciados, principalmente, pelos aportes fluviais e frentes
oceânicas sobre a plataforma continental (ODUM, 1958; CROSSLAND et al., 2005). A zona
costeira possui diversos ambientes, dentre eles os estuários, que são ambientes de transição
entre a água doce e a marinha. Um ambiente estuarino é composto por zonas de influência
marinha (a jusante), zona de mistura e uma zona de influência fluvial (montante)
(CAMERON; PRITCHARD, 1963; CASPERS, 1967; DYER, 1973; FAIRBRIDGE, 1980). A
variabilidade geomorfológica e hidrológica da costa, assim como as correntes oceânicas de
borda, gera uma grande diversidade tipológica de estuários (PRITCHARD, 1952; DYER;
1973; PERILLO, 1995). A Baía de Guanabara (BG), segundo Knoppers et al. (2009), é
classificada como uma baía estuarina, caracterizada por uma região montante e central ampla
com desembocadura estreita. Geralmente, vários rios desembocam a montante e o tempo de
residência das águas é maior, devido ao acesso limitado. Por apresentarem condições
propícias para o desenvolvimento populacional, industrial, da agricultura, assim como as
instalações de portos e aeroportos, estes ambientes vêm sofrendo há séculos uma grande
pressão antrópica, resultando em grandes contaminações e no aumento do processo de
eutrofização.
A eutrofização é definida como o processo de enriquecimento da água com
nutrientes, principalmente nitrogênio (N) e fósforo (P), gerando um crescimento acelerado de
algas na água. (HUTCHINSON, 1957; ESTEVES, 1998; SMITH, 2009). Devido à grande
relevância mundial da eutrofização, diversos índices e modelos podem ser utilizados para se
estabelecer o estado trófico desses corpos hídricos. A quantificação da eutrofização para se
tornar viável necessita de um monitoramento interanual do estado trófico, da carga de
nutrientes, de um balanço hidrológico e a aplicação de índices e modelos específicos
(GOLTERMAN; OUDE, 1991). O’Boyle foi recentemente publicado (O’BOYLE et al.,
2013) para aplicação em regiões costeiras e considera parâmetros como pH e saturação do
oxigênio dissolvido. Já o índice TRIX considera fatores que incluem diretamente a
produtividade primária (clorofila-a), os fatores nutricionais disponíveis no sistema (nitrogênio
e fósforo) e as condições de saturação do oxigênio dissolvido.
15
O objetivo deste trabalho foi aplicar dois índices de estado trófico: O’Boyle
(O’BOYLE et al., 2013) e TRIX (Trophic Index – VOLLENWEIDER et al., 1998) na Baía de
Guanabara (BG), que tem um sistema estuarino com múltiplos impactos, com entrada pontual
e difusa de efluentes domésticos, com considerável complexidade geomorfológica.
Foram feitas nove campanhas amostrais no período de abril de 2013 a abril de 2014,
e foram utilizados dados pretéritos da FEEMA (atual INEA) de 1982 e 1991, a fim de
averiguar se houve mudanças no estado trófico da Baía de Guanabara. As ferramentas para o
estabelecimento do estado trófico e avaliação da eutrofização necessita de um levantamento
de parâmetros físico-químicos, oceanográficos e hidrológicos básicos da BG e a aplicação de
índices de estado do grau de eutrofização através de ferramentas (O’Boyle e TRIX) que foram
adaptadas ao sistema tropical, para que os resultados fossem mais fidedignos à realidade.
Compreender o funcionamento do ecossistema e suas interações espaciais e
temporais, por via do uso de indicadores, tem despontado uma tendência científica promissora
nos estudos de avaliação ambiental (DEBENAY et al., 2000; SCOTT et al., 2001). Além
disso, o estabelecimento de graus de trofia em que se encontra um corpo aquático auxilia na
tomada de decisões de ações preventivas e corretivas para o seu reestabelecimento (VON
SPERLING, 2005; BÉRGAMO, 2006).
16
2 OBJETIVOS
Analisar a variabilidade espacial e sazonal do estado trófico da Baía de Guanabara
com os índices O’Boyle e TRIX.
2.1 OBJETIVOS ESPECÍFICOS
Caracterizar os compartimentos estruturais e funcionais (nutrientes, fração de água
doce e clorofila-a) através de medições ao longo de trajetórias e estações fixas;
Estabelecer o estado trófico do sistema estuarino da Baía de Guanabara e seus
compartimentos através dos índices multiparamétricos O’Boyle e TRIX;
Comparar a validade da análise do estado trófico entre os índices utilizados, bem
como apontar as vantagens e desvantagens de cada índice;
17
3 FUNDAMENTAÇÃO TEÓRICA
3.1 DEFINIÇÃO DE ESTUÁRIOS
A zona costeira é a área de transição entre o ambiente terrestre e o ambiente marinho
com constantes alterações dos seus limites (CARTER, 1988), pois seus ambientes
representam o sítio de troca de água e matéria derivada, tanto do continente quanto do oceano
(SMITH, 2009).
Nas regiões norte e nordeste do Brasil as águas são caracterizadas por águas quentes,
enquanto no litoral sudeste as águas são mais frias, dando suporte a uma grande variedade de
ecossistemas que incluem dunas, praias, áreas alagadas, estuários, restingas, manguezais,
costões rochosos, lagunas e marismas, nas quais se abrigam variadas espécies endêmicas. A
variação da concentração de nutrientes, bem como os gradientes térmicos, salinidade variável,
boas condições de abrigo, reprodução e alimentação, confere aos ambientes costeiros uma
grande importância na manutenção da biodiversidade (MMA, 2002a; 2002b).
Entre os ecossistemas costeiros existem os estuários. Eles são definidos como uma
massa de água costeira enclausurada com ligação livre com o mar. Devido a esta
característica, esse ambiente transicional é altamente influenciado pela dinâmica das marés e a
entrada de água doce, proveniente da bacia de drenagem, gerando a mistura de água doce e
marinha dentro do perímetro geomorfológico do estuário (PRITCHARD, 1967; ODUM,
1958).
Caspers (1967) sugere que, do ponto de vista biológico, para uma determinada
porção costeira ser considerada um estuário ela deverá ser: zona terminal de um rio que
deságua em um mar, ter zonas de água salgada (figura 1), que variam de acordo com a
extensão da corrente fluvial no seu interior; as correntes de maré adentrarem à montante do
limite de intrusão salina até atingir zonas de água doce. O limite montante de estuário
corresponde ao limite de influência da maré.
18
Figura 1 - Representação de um estuário e seus setores divididos em: água salina, zona de mistura e água doce.
Fonte: Modificado de FAIRBRIDGE, 1980.
A dinâmica de um ambiente estuarino pode ser considerada com um maior grau de
complexidade quando comparados com a dinâmica dos oceanos abertos e a do sistema fluvial.
Em consequência disso, há inúmeras tentativas no intuito de agrupar e classificar os estuários
de acordo com suas características. Levando-se em consideração a classificação
geomorfológica e hidrológica, os estuários podem apresentar diversas formas, como deltas,
deltas estuarinos, estuários de vales inundados e de planícies inundadas, lagunas e lagunas
estuarinas (FAIRBRIDGE, 1980) (figura 2).
Figura 2 - Principais classificações de ecossistemas estuarinos a partir de características geomorfológicas e
hidrológicas.
Fonte: DAY et al., 1989.
19
Algumas feições de estuários da zona costeira brasileira são do tipo “baía-estuarina”
(figura 3), conceituadas como vales inundados, podendo ser de origem tectônica ou pelas
oscilações do nível do mar. A baía estuarina é caracterizada por uma região montante e
central ampla com uma desembocadura estreita. Geralmente, vários rios desembocam e o
tempo de residência das águas é maior, devido ao acesso limitado (KNOPPERS et al., 2002).
Baías estuarinas, por apresentarem condições propícias para o desenvolvimento da
industrialização, agricultura, urbanização e instalações de portos e aeroportos, estão sofrendo
com a eutrofização cultural, causada pelo alto aporte de efluentes domésticos e contaminação
por metais traços e poluentes orgânicos (KNOPPERS et al., 2009).
Em meados do século XX, com o desenvolvimento socioeconômico em ambientes
estuarinos, ocorreram mudanças profundas na qualidade de água. As descargas de poluentes
contribuíram fortemente para transformar um ecossistema em seu equilíbrio trófico natural
para um ecossistema com seu estado trófico bastante alterado (BENDORICCHIO, 2005).
20
Figura 3 - Baías estuarinas ao longo da costa brasileira.
Fonte: KNOPPERS et al., 2009.
3.2 EUTROFIZAÇÃO E O ESTADO TRÓFICO
A eutrofização é o fenômeno causado pelo aumento da concentração de matéria
orgânica e nutriente, como o fósforo e nitrogênio nos ecossistemas aquáticos. Como
consequência, há um aumento da sua produtividade biológica (produção de biomassa)
(HUTCHINSON, 1957; NIXON, 1995; ESTEVES, 1998; TUNDISI, 2003; SMITH;
21
SCHINDLER, 2009). Com isto, o ecossistema aquático passa por diversos estágios de graus
nutritivos, ou seja, o estado trófico desde a condição de oligotrófico, mesotrófico, eutrófico ou
e/ou hipertrófico.
A eutrofização pode ser natural ou cultural. Quando natural esse fenômeno se dá de
forma lenta e contínua e resulta do aporte de nutrientes trazidos pelas chuvas e águas
superficiais, que erodem e carreiam as rochas. Por outro lado, a eutrofização artificial
(cultural ou antropogênica) é induzida pelas atividades humanas, tais como descargas de
efluentes domésticos, industriais, atividades agrícolas (fertilizantes), além do crescimento
demográfico (ESTEVES, 1998; HIEW, 1998). Poucos são os ecossistemas aquáticos no
mundo que permanecem imperturbáveis, direta ou indiretamente, pelas atividades humanas.
Com o enriquecimento de nutrientes, a atividade biológica é intensificada,
ocasionando mudanças dramáticas nos ciclos biogeoquímicos como do carbono (C), fósforo
(P) e nitrogênio (N), bem como alterações na composição e estrutura das cadeias tróficas
aquáticas (SCHLESINGER, 1991; SMITH, 2006).
A resposta biológica primária para o enriquecimento de nutrientes no meio aquático,
com condições ambientais adequadas (luz e temperatura), é observada através do crescimento
da biomassa de produtores primários, como o fitoplâncton e plantas superiores (macrófitas),
aumentando, assim, a concentração de clorofila-a na água e a diminuição da claridade do
espelho d´água, devido ao sombreamento feito pelas algas. A resposta biológica secundária se
dá quando a vegetação aquática submersa diminui por falta da penetração de luz na coluna
d’água, ocasionando a morte dessa vegetação que será, em um primeiro momento, degradada
pelo oxigênio. Esse fato leva a uma brusca diminuição das concentrações do oxigênio
dissolvido na água, acarretando em condições hipóxicas ou até anóxicas. Além disso,
observam-se mudanças na composição das espécies de florações algais e macroalgas,
aumento do crescimento de algas epífitas, marés vermelhas, descoloração da água e formação
de espumas (BRICKER et al., 1999, 2003, 2007; DEVLIN et al., 2011; DOKULIL et al.,
2011).
22
Figura 4 - Sintomas da eutrofização com gradiente variando de baixo grau de nutrição para com alto grau de
nutrição - altas concentrações de nutrientes como nitrogênio e fósforo.
Fonte: BRICKER, 2007.
Além dessas mudanças, as altas taxas fotossintéticas relacionadas à eutrofização
podem esgotar carbono inorgânico dissolvido e elevar expressivamente o pH, principalmente
durante o dia (TURNER; CHISLOCK et al., 2010).
A proliferação de diversas algas apresenta uma grande ameaça à qualidade de vida
aquática, pois elas produzem toxinas, como microcistinas e anatoxinas (CHORUS;
BARTRAM, 1999). Tais algas nocivas (Harmful algal Bloom – HAB) têm sido associadas
com a degradação da qualidade de água (FRANCIS, 1878; HUSMAIN et al., 2005; DEVLIN
et al., 2011; CHISLOCK et al., 2013), mudança na composição de espécies e mortandades de
peixes (DEVLIN et al., 2011), destruição de importantes locais de pesca (BURKHOLDER et
al., 1992), riscos à saúde pública, problemas de sabor, odor, coloração e tratamento de água
potável e diminuição do valor estético – paisagístico (DOKULIL et al., 2011).
Vale ressaltar que há diferenças entre os termos eutrofização e estado trófico.
Eutrofização está relacionado a um processo plenamente estabelecido, enquanto o estado
trófico trata-se de um estado ou grau de nutrição momentânea do ambiente. O processo de
eutrofização de um ambiente aquático é caracterizado a partir do grau de trofia, ou seja, em
níveis de estado trófico.
3.2.1 Nitrogênio e o fósforo
De acordo com Liebig (1855), o crescimento das plantas pode ser limitado por
elementos essenciais à manutenção do seu metabolismo (crescimento e reprodução), que estão
disponíveis em quantidades mínimas relativas as suas necessidades. A partir dessa afirmação
23
se estabeleceu que o sucesso dos produtores primários aquáticos obedece a “lei do mínimo de
Liebig”. (ODUM, 1983; SMITH, 1998). Dos muitos recursos minerais necessários para o
crescimento das plantas, o fósforo (P) e o nitrogênio (N) inorgânicos são os principais
nutrientes limitantes em plantas terrestres (SCHLESINGER, 1991). No entanto esta limitação
de nutrientes para o crescimento da biomassa não se limita a plantas terrestres. A taxa de
alimentação de N e P influencia fortemente o crescimento algal em ecossistemas de água doce
e marinho (VOLLENWEIDER, 1968; SMITH, 1998; SMITH et al., 1999).
Em ambientes de água doce, o P é o principal fator limitante, no entanto, o N é o
fator limitante para águas costeiras e estuarinas (LIKENS, 1972; DOKULIL et al., 2011). Em
contrapartida, autores não encontraram um nutriente limitante que causasse diferenças na
produtividade primária em ecossistemas terrestres, límnicos e marinhos (ELSER, 2007).
3.2.2 Índices de estado trófico
Visando acompanhar e compreender esse fenômeno, índices de estado trófico foram
propostos por vários autores para classificarem corpos hídricos de acordo com suas
características químicas e biológicas - concentrações de nutrientes e produtividade primária
(CARLSON, 1977; OECD, 1982; TOLEDO JUNIOR et al., 1983; LAMPARELLI, 2004;
VON SPERLING, 2005; VOLLENWEIDER et al., 1992). Índices de estado trófico são
esquemas simplificados de classificação, apresentados normalmente em forma de tabelas,
onde cada classe representa uma faixa de variação dos valores de determinado parâmetro. As
classificações variam de autor para autor, mas seguem o mesmo sentindo de categorias: do
menos nutrido para o mais nutrido. Pode-se classificar em ultraoligotrófico, oligotrófico,
mesotrófico, eutrófico e hipertrófico. Os mais utilizados atualmente são oligotrófico,
mesotrófico e eutrófico (VOLLEIWEIDER et al., 1998; BRICKER et al., 2003; O’BOYLE et
al., 2013).
3.3 MEDIÇÕES CONTÍNUAS
O monitoramento de sistemas aquáticos é tradicionalmente realizado a partir de
medidas pontuais, no espaço e no tempo, de parâmetros que indicam a qualidade da água que
posteriormente são analisadas em laboratório (MACEDO, 2003). Um sistema de
monitoramento com base apenas nessa metodologia pode dificultar a busca de respostas mais
claras sobre a evolução da qualidade da água de um determinado sistema aquático. Cada vez
24
são propostas abordagens mistas, para de fato auxiliarem amostragens discretas que, por
muitas das vezes, levantam dificuldades na análise de sistemas muito dinâmicos, como no
caso de ambientes estuarinos, incluindo a Baía de Guanabara (MAYR et al., 1989; KJERFVE
et al., 1997). Abordagens mistas consistem em cruzar dados obtidos de forma tradicional com
medições contínuas por sistemas automatizados (Como ADCP’s, e sondas multiparamétricas)
(FERNANDES et al., 2004).
As medições contínuas de fluxo de O2 e CO2 na superfície da água são empregadas
em reservatórios e ambientes costeiros aquáticos considerando a importância de dados
frequentes. Tais medições com altas resoluções espaciais auxiliam na interpretação efetiva das
variações que acontecem inter anual, sazonal, espacial e até diariamente (ABRIL et al., 2006;
COTOVICZ et al., 2015). Estudos feitos por Schneider et al. (2014) no mar Báltico também
utilizou técnicas de medições contínuas para a determinação das concentrações de CO2 e CH4.
Sistemas de monitoramento envolvendo vários tipos de amostragens são usados para
lidarem eficientemente com problemas complexos associados à gestão costeira. Este fato é
observado no estuário do Rio Tejo, localizado na área metropolitana de Lisboa, capital de
Portugal, onde há séculos está sob forte pressão antrópica em virtude de elevadas
aglomerações populacionais, atividades portuárias e industriais (FERNANDES et al., 2004;
ARH DO TEJO, 2009). As campanhas de amostragem são constituídas não só de amostragens
discretas (coleta de amostras de água em pontos fixos), mas também por um sistema de
registro contínuo de parâmetros importantes no estudo de qualidade da água a partir de uma
embarcação em movimento ou parada. As medições são feitas através de uma sonda
multiparamétrica, integrada com dados adquiridos por um medidor de caudal e dados de GPS.
Os parâmetros de qualidade de água são armazenados em um datalogger para posteriormente
serem processados.
Para uma maior precisão, um pHmetro portátil pode ser acoplado a uma sonda
multiparamétrica e, assim, compor um sistema contínuo, inserido em embarcações com
velocidade pré-determinada para que o fluxo de água que a bomba insere na câmara de
medição não seja inadequada (COTOVICZ et al., 2015). Maiores detalhes sobre encontram-se
em materiais e métodos.
25
3.4 FERRAMENTAS DE ANÁLISE DE ESTADO TRÓFICO
Em virtude da variabilidade sazonal dos processos ambientais que têm influência
sobre o grau de eutrofização de um corpo hídrico, o processo de eutrofização pode apresentar
variações no decorrer do ano, havendo épocas em que se desenvolve de forma mais intensa e
outras em que pode ser mais limitado. Nesse contexto, ferramentas de análise são importantes
para a preservação e gerenciamento dos recursos naturais, pois fornecem indicativos para a
racionalização do seu uso e manejo. A análise ambiental a partir de ferramentas de avaliação
ressalta a importância de se estabelecer relações entre fatores causais (nutrientes) e os efeitos
diretos e indiretos da eutrofização (PAINTING et al., 2007).
Índices de estado trófico estabelecem critérios, numéricos ou normativos, auxiliando
no estabelecimento de políticas de gerenciamento de corpos hídricos (LAMPARELLI, 2004).
De acordo com USEPA (2000), critérios numéricos são vantajosos pelo fato de serem simples
e objetivos e de mais fácil acompanhamento em programas ambientais de qualidade da água.
A adoção de um índice para classificar o corpo d’água deve, ao máximo, contemplar os
parâmetros que mais refletem a situação real do sistema.
No intuito de estruturar um índice de qualidade de água, foi estabelecido, na década
de 1970, pela National Sanitation Foundation (NSF, 2015), a partir de uma pesquisa de
opinião de um grupo de profissionais, um conjunto de variáveis consideradas mais
representativas para a caracterização da qualidade das águas: oxigênio dissolvido, coliformes
fecais, pH, demanda bioquímica de oxigênio, nitrato, fosfato total, temperatura da água,
turbidez e sólidos totais. A partir de análises estatísticas, pesos foram atribuídos para cada
parâmetro de acordo com a sua importância relativa no cálculo (BROWN et al., 1970; WILLS
et al., 1996). A partir disso, a Companhia Ambiental do Estado de São Paulo (CETESB)
adaptou o método proposto pela NSF para avaliar a qualidade de água para fins de
abastecimento público (CETESB, 2013).
Diversas iniciativas relacionadas a qualidade da água são vistas, tais como o quadro
de água (WFD) da Comissão Européia (KALLIS; BUTLER, 2001) e a comissão dos Estados
Unidos da América (EUA), sobre a política do oceano (GRANEK et al., 2005). Além disso,
ferramentas e metodologias para avaliar a eutrofização, como Carlson (1977), a comissão da
convenção Oslo-Paris de OSPAR (2005), a ferramenta de avaliação da eutrofização da
comissão de Helsinki (HELCOM, 2006), a avaliação do estado trófico estuarino ASSETS
26
(BRICKER et al., 2003), CONTRAEAS (1994), TRIX (VOLLEWEIDER et al., 1998),
O’Boyle et al. (2013), entre outras também são utilizadas. É notável que o uso de índices e
modelos de estado trófico está ganhando importância na avaliação do grau de influência
antropogênica na eutrofização dos estuários e o impacto na região costeira e nas áreas
próximas (ALVES et al., 2013).
3.4.1 O’ Boyle
Este índice foi proposto por Shane O’Boyle (O’BOYLE et al., 2013) e se baseia em
medidas de pH e saturação do oxigênio dissolvido (%OD). O índice denominado O’Boyle foi
desenvolvido tendo como base 600 estações de monitoramento em 90 estuários e baías na
costa irlandesa no verão, ao longo de três anos. Este índice considera que flutuações das
variáveis adotadas podem indicar um balanço entre autotrofia (produção da matéria orgânica
por produção primária) e heterotrofia (consumo da matéria orgânica por consumidores) e
assim, indicar o grau de nutrição de cada sistema. Os parâmetros são normalizados e os
valores do índice variam de 0 a 100, onde 0 representa o mínimo de variação observada
(menos poluído) e 100 o máximo de variação (mais poluído). Além disso, um limite de pH é
estabelecido e todos os valores abaixo de 7,8 são eliminados, com o objetivo de minimizar a
influência de águas continentais.
3.4.2 TRIX
Este índice foi elaborado e proposto por Vollenweider et al. (1998), com a finalidade
de monitorar o estado trófico de águas costeiras italianas. Para o desenvolvimento e validação
do índice trófico proposto, os dados utilizados como referência foram relatórios anuais da
costa Emilia-Rogmana no mar Adriático, entre 1982 e 1993. Estes dados abrangem uma
ampla gama de situações tróficas, que vão desde um ambiente eutrófico a um ambiente
oligotrófico. Os parâmetros contemplados neste índice são: saturação do oxigênio dissolvido,
fósforo inorgânico dissolvido, nitrogênio inorgânico dissolvido e clorofila-a. Dados de
transparência podem ser utilizados à parte para complementar o índice. Diferente do índice
O’Boyle, o TRIX possui uma escala de classificação entre 0-10, onde o 0 corresponde a um
menor grau de eutrofização e 10, um maior grau.
O TRIX por ser capaz de sintetizar informações ambientais, indicando tendências
temporais e espaciais do estado trófico, foi incorporado a legislação italiana para facilitar a
27
tomada de decisões no cenário político. Além disso, este índice foi aplicado em corpos
hídricos de diversos países, como a Itália, no Rio Pó (ARTIOLI et al., 2005), na lagoa de
Venice (BENDORICCHIO et al., 2005), na costa da Sicília (CARUSO et al., 2010), em
Portugal, em Algarve (COELHO et al., 2007) e Lagoa formosa (LOUREIRO et al., 2006), na
Grã-Bretanha no estuário de Thames (DEVLIN et al., 2011), na Turquia na baía de Izamir
(YUCEL-GIER et al., 2011), na costa do Mar Negro - Bulgária (MONCHEVA et al., 2002),
na costa iraniana no Mar Cáspio (NASROLLAHZADEH et al., 2008), no México em
Yucatan (HERRERA-SILVEIRA et al., 2009), no Brasil, no complexo estuarino Mundaú-
Manguaba - Alagoas (COTOVICZ-JUNIOR, 2012), estuário do rio Massangana -
Pernambuco (ALVES et al., 2013), no estuário do rio Potengi - Rio Grande do Norte
(TAVARES et al., 2014), entre outras localidades.
Definir indicadores ambientais é compor um método para avaliação e desempenho de
políticas públicas, não somente para as questões de meio ambiente, mas também para revelar
as dimensões econômicas (VEIGA et al., 2010).
28
4 MATERIAIS E MÉTODOS
4.1 ÁREA DE ESTUDOS
4.1.1 Localização, fisiografia e hidrodinâmica da Baía de Guanabara, RJ
A Baía de Guanabara (22°41 - 22°58 S e 43°02 - 43°18 O) localiza-se na porção
norte da costa sudeste do Brasil, no Estado do Rio de Janeiro (RJ). Constitui-se numa baía
estuarina, (KNOPPERS et al., 2009) com uma área total de 384 km², incluindo ilhas, ilhotas e
pedras graníticas, espalhadas principalmente na região montante. Possui um perímetro de 131
km, mede de leste a oeste 28 km e de norte a sul 30 km. Tem volume estimado em 1,87 x 109
m³ e a profundidade média em torno de 5,7 m, excluindo as áreas das ilhas (figura 5). Um
canal central sub-aquático bem definido e profundo se prolifera entre a desembocadura e a
região montante da Baía de Guanabara (BG). Outras regiões, tal como diversas enseadas
laterais e a região montante são mais rasas, mais enclausuradas e banhadas pelas águas do
canal central. Estas enseadas possuem um grau trófico mais elevado em comparação ao canal
central (MAYR et al., 1989; JICA, 1994; KJERFVE et al., 1997; RIBEIRO; KJERFVE,
2002).
4
M unic ip ios
Pro f . méd i a (m)0
1 - 5
5 - 10
10 - 1 5
15 - 2 0
20 - 2 5
25 - 3 7
37 - 5 50 1 20,5 Km
Legenda
Municipios
Prof. média (m)
0
1 - 5
5 - 10
10 - 15
15 - 20
20 - 25
25 - 37
37 - 55
0 5 102,5 Km
±
Figura 5 - (A) Mapa da localização da BG e os aeroportos Santos Dumont (SBRJ) e Galeão (SBGL), cujas
estações meteorológicas registraram os dados utilizados (ICEA, 2014). (B) Mapa batimétrico da Baía de
Guanabara. Profundidade estabelecida na baixa mar de sizígia.
29
A hidrodinâmica da BG é fortemente influenciada pela maré e classificada como
semidiurna. A altura média da maré na região é de 0,7 m, e alturas em torno de 1,1 m e 0,3 m
são observadas na primavera, em período de sizígia e quadratura, respectivamente (KJERFVE
et al., 1997). A topografia influencia as correntes de maré e, o aumento da largura após a
entrada da baía gera uma considerável diminuição nas velocidades de maré. (JICA, 1994;
KJERFVE et al., 1997) (figuras, 6 e 7).
Apesar de a BG ser dominada por um regime de micromarés, o vento é um importante
fator na circulação de correntes, principalmente no interior da baía, que apresenta a menor
profundidade e um maior tempo de residência. (VILELA, 1992; KJERFVE et al., 1997;
SAMPAIO, 2003). Os ventos mais frequentes na baía são do norte e do sul, com intensidade
média mensal de 5 m.s-1
. Ventos com direção sul estão associados com a entrada de frentes
frias na região (VILELA, 1992; FILIPPO, 1997).
Figura 6 - Velocidade das correntes em situação de meia maré enchente de sizígia.
Fonte: COPPETEC, 2001.
30
Figura 7 - Velocidade das correntes em situação típica em meia maré vazante de sizígia.
Fonte: COPPETEC, 2001.
Quanto à distribuição superficial dos sedimentos, estes refletem a energia das correntes
de maré no fundo, que é diretamente influenciada pela morfologia do fundo e contorno da
costa da BG. Segundo Cantazaro (2004), os sedimentos de fundo da BG são classificados em
quatro grupos principais: argila, areia, silte argiloso e argilo-arenoso-lodoso (figura 8). Os
sedimentos arenosos ocorrem a partir da entrada da baía e seguem o canal principal, que
corresponde a ação da hidrodinâmica intensa e das correntes de marés (QUARESMA et al.,
1997; KJERFVE et al., 1997). Os sedimentos mais finos estão localizados na região montante
devido ao aporte fluvial dos principais rios e riachos da BG. As regiões de baixa energia
apresentam altas concentrações de matéria orgânica (CATAZARO, 2004).
31
Figura 8 - Distribuição granulométrica média dos sedimentos de fundo da Baía de Guanabara.
Fonte: CANTARAZO, 2004.
4.1.2 Bacia de Drenagem
4.1.2.1 Hidrologia e clima
A bacia de drenagem abrange uma área de 4.080 km² e incorpora 32 sub-bacias
drenadas por 45 rios e riachos (JICA, 1994; KJERFVE et al., 2001). Destes seis contribuem
com 85% do escoamento com vazão média anual (Qr) estimada em 100 ± 59 m3.s
-1. A vazão
varia com um fluxo de limite mínimo em 33m³s-1
em julho (estação seca) e máximo em 186
m³s-1
(estação chuvosa) (KJERFVE et al., 1997). Em função da ação das correntes de maré o
32
tempo médio de renovação de 50% das águas da baía é de aproximadamente 11,4 dias, o que
explica a qualidade relativamente boa da água na metade distal da baía (KJERFVE et al.,
1997). Mas, no interior da baía, este tempo de renovação se torna mais longo e o maior aporte
de poluentes cria zonas com alto grau de poluição (MAYR et al., 1989). A temperatura média
da baía de Guanabara varia 24,2 ± 2,6 °C e os perfis de salinidade entre 29,5 ±4,8 S mostram
uma condição bem misturado de água no compartimento de boca, estendendo-se até 15-20 km
para o interior. Posteriormente o sistema é considerado moderadamente estratificado e um
banco de areia está localizado em frente à entrada da baía. Este exerce forte influencia na
circulação da água interna (KJERFVE et al., 1997).
Tabela 1 - Resumo das características físicas, da bacia hidrográfica e densidade
populacional da Baía de Guanabara
Lat. S 22° 50'
Long. W 43°10'
Área Superficial (km²) 384
Volume (109 m³) 1.870
Profundidade média (m) 5,7
Amplitude da maré (m) 0,7
Prisma de maré (106 m³) 230
Chuvoso (dez a abril) = 160
Seco (Jun-Ago) = 40
Anual 100 ± 59
Bacia de drenagem (km²) 4080
Tempo de residência (dias) ² 11,4 (mas varia ao longo da baía)
CARACTERÍSTICAS DA BAÍA DE GUANABARA
Localização
Descarga de água doce (m³.s-1
)
População da bacia hidrográfica¹ (x 106
hab.)11.76
Fonte: KJERFVE et al., 1997
¹ Fonte: IBGE, 2014
² Tempo de renovação de 50% do volume da água.
A bacia da Guanabara está inserida na área intertropical (AMADOR, 1997). O clima
tropical úmido enquadra-se na categoria Köppen tipo Aw, com verão quente e chuvoso e
inverno moderado e seco (BERNADES, 1952). Vale ressaltar que ainda existe uma grande
variabilidade nas características climáticas da região, em função dos diferentes tipos de
relevo. A precipitação média anual no Aterro do Flamengo é de 1173 mm. Entretanto, devido
o relevo íngreme da Serra do Mar a montante da BG, a precipitação apresenta uma
33
heterogeneidade espacial considerável. Por exemplo, a média anual de 30 anos na região
montanhosa foi estimada em 291 mm.mês-1
e 30mm mês-1
em áreas baixas no inverno
(DENEMET, 1992).
Para este trabalho foram utilizados dados meteorológicos (vento, temperatura e
precipitação) dos Aeroportos Antônio Carlos Jobim - Galeão (Sigla SBGL; Ilha do
Governador, figura 10) e Santos Dumont (Sigla SBRJ, figura 10) do Banco de Dados
Climatológicos do Instituto de Controle do Espaço Aéreo (ICEA), Comando da Aeronáutica,
Ministério da Defesa. Os dados históricos abrangem o período de 1959 até 2014.
4.1.2.2 Características geológicas e a vegetação
A região que está localizada a Baía de Guanabara consiste em uma área deprimida entre
a Serra do Mar e maciços costeiros (setentrional a meridional), os quais alcançam de 1000m
na porção dos maciços costeiros a 2000 m na região de serra. A formação da planície onde se
encontra a baía está relacionada a uma movimentação tectônica vertical no pré- cambriano.
Este basculamento ocorreu no meso-cenozóico ao longo de uma zona de fratura com extensão
que percorre o Estado do Rio de Janeiro por 20 km, de Mangaratiba, no Oceano Atlântico, até
Casemiro de Abreu. E, tanto a bacia hidrográfica quanto a própria BG, correspondem a esses
compartimentos estruturais rebaixados tectonicamente denominados como Rift da Guanabara
(RUELLAN, 1944; ASMUS; FERRARI, 1978).
No Holoceno inferior (período do quaternário) iniciou-se o processo de afogamento
gradual da bacia fluvial, formada na época anterior, denominada de pleistoceno. E durante o
último glacial que a maior extensão da baía foi alcançada durante a maior transgressão do mar
(AMADOR, 1997), que permitiu um desenvolvimento de extensos manguezais com grande
influência das marés que se estendiam por quilômetros em direção ao interior da baía.
O Estado do Rio de Janeiro é condicionado por terrenos metamórficos como granitos,
gnaisses e migmatitos deformados. E a composição da paisagem que abrange a área da bacia
hidrográfica da Guanabara encontra-se definida em três conjuntos morfológicos, denominados
“região de escarpas (Serra dos Órgãos); região de colinas e maciços costeiros (faixa de
dobramentos remobilizados); depósitos sedimentares (áreas costeiras e planícies
fluviomarinhas).
34
A bacia, como um todo, apresenta características topográficas contrastantes, incluindo
zonas montanhosas, áreas planas de baixadas e restinga, praias e mangues, com a presença de
um clima chuvoso tipicamente tropical, responsável pelo desenvolvimento do ecossistema de
mata atlântica observado na região (AMADOR, 1997).
Os manguezais, um sistema costeiro de transição entre os ambientes marinhos e
terrestres, onde há influência da maré e intrusão de salinidade do mar, estão ameaçados pela
ocupação humana, poluição, desmatamentos e aterros. Eles apresentam uma área de
aproximadamente 82km² dentro da BG, ou seja, inferior a 32%. Com o intuito de se proteger
esse ambiente, em dezembro de 1984 foi criada a Área de Proteção Ambiental - APA de
Guapimirim- a partir do Decreto Federal n° 90.225.
4.1.2.3 Influências antropogênicas
A Bacia abriga 16 municípios: Belford Roxo, Cachoeiras de Macacu, Duque de Caxias,
Guapimirim, Itaboraí, Magé, Mesquita, Nilópolis, São Gonçalo, São João de Meriti, Tanguá
e, em parte, Niterói, Nova Iguaçu, Petrópolis, Rio Bonito e Rio de Janeiro. Sua população é
de cerca de 11.761.103 habitantes (IBGE, 2014).
De acordo com Monteiro et al. (2011), a BG vem sofrendo mudanças ambientais
antropogênicas ao longo dos últimos 200 anos. Porém, foi a partir da década de 1950, com o
aumento populacional, que ocorreu um incremento abrupto da descarga de efluentes na BG de
uma série de contaminantes resultantes das atividades industriais, do lançamento de esgoto
domésticos e resíduos sólidos, provenientes principalmente do setor nordeste da bacia
hidrográfica.
De acordo com o estudo de impacto do Porto Maravilha (CDURP, 2015), as fontes
de poluição da Baía de Guanabara são originárias da própria bacia hidrográfica, dentre elas:
a) Poluição Industrial: em suas margens está instalado o segundo maior parque
industrial do País, com cerca de 6.000 indústrias e empresas de pequeno e médio porte. Essas
empresas são responsáveis por grande parte da poluição industrial lançada na baía (PGL,
2014);
b) REDUC - Refinaria Duque de Caxias: responsável pelo lançamento de 1,75 t.dia-1
de óleo, o que representa 38% do total lançado, além de fenóis, metais pesados e
micropoluentes orgânicos;
35
c) Dezesseis terminais marítimos de petróleo que lançam aproximadamente 0,5 t/dia
de óleo;
d) Dois portos comerciais (Niterói e Rio de Janeiro). Além de dois aeroportos
(Santos Dumont e Galeão);
e) A produção de 18,5 m3.s
-1 de esgoto doméstico, com 544 t/dia de carga orgânica.
Desse total, apenas 76 t.dia-1
ou 3 m3.s
-1 recebem tratamento;
f) Vários vazadouros de lixo localizados às margens dos rios contribuintes ou da
própria baía; contínuos desmatamentos e aterros clandestinos;
g) Inúmeras favelas às margens dos rios contribuintes e em encostas, sujeitas a
inundações e desabamentos;
Estima-se que os esgotos sanitários e os efluentes industriais produzem uma vazão
superior a 22,4 m³/s de carga poluidora. E, se tratando do serviço de coleta de lixo a domicílio
nos municípios da região hidrográfica da Baía de Guanabara, varia de 99% a 60,05%. Por dia,
são produzidos cerca de 13.680 t/dia de lixo domiciliar e público nas áreas urbanas. Os
ecossistemas nas adjacências da Baía de Guanabara passaram a apresentar uma diminuição na
qualidade ambiental devido à exportação desses poluentes (PGL, 2014). Além disso, todo o
processo de ocupação no entorno da BG como a expansão agrícola (ciclo da cana de açúcar e
do café) e, posteriormente a urbanização, fez com que a cobertura vegetal nativa da região
fosse, em sua maioria, retirada.
Atualmente, o crescimento econômico levou ao aumento de obras de infraestrutura,
tais como o Arco Metropolitano e o Complexo Petroquímico do Estado do Rio de Janeiro
(COMPERJ), além do crescimento das atividades ligadas ao setor de óleo e gás, incluindo a
indústria naval. Eles têm causado grandes impactos na dinâmica ambiental e econômica da
Baía de Guanabara (CAETANO et al., 2008).
4.2 SETORIZAÇÃO HIDRO GEOMORFOLÓGICA
Mayr et al. (1989) realizou estudos sobre a configuração geomorfológica e a
qualidade de água, apontando que a BG possui diversos setores (figura 9a). Além desses
estudos, levantamentos sobre a circulação das massas de água e tipologia e balanço hídrico
também indicaram a presença de setores hidrogeomorfológicos (DHN, 1986; KJERFVE et al.,
36
1997). Quanto à definição geográfica das regiões da BG ainda existem certas divergências.
Mayr et al. (1989) definiu cinco, levando em consideração a distribuição dos parâmetros de
qualidade de água. O programa da JICA (1994) definiu três setores, considerando a densidade
demográfica e as bacias hidrográficas (Figura 9 a, b).
A figura 10 apresenta a setorização adotada neste trabalho. Em geral, os setores
correspondem àqueles adotados por Mayr et al. (1989).
Descreve-se a seguir os 5 setores:
1) O setor 1 localiza-se próximo à desembocadura da BG. Apresenta a maior
profundidade, com maior taxa de renovação de água, maior salinidade e maior
preservação.
2) O setor 2 forma uma enseada rasa na parte ocidental da área central. À norte, ela
está limitada pela Ilha do Governador. Neste setor o canal do mangue e outros rios,
contribuem com o aporte de descargas de esgotos in natura e sedimentos na baía,
comprometendo a qualidade de água (CARREIRA et al., 2002; SANTOS et al.,
2008).
3) O setor 3 abrange a região central da BG, onde está localizada a parte mais
profunda do canal central sub-aquático. Este setor representa claramente a região de
Figura 9 - A) Setorização da BG proposta por MAYR et al., 1989; B) Setorização da BG de acordo com a
JICA, 1994.
37
transição e circulação das águas da BG, onde a salinidade é mais alta e a temperatura
mais baixa devido à proximidade do mar.
4) O setor 4 incorpora parte da região montante nordeste da BG com os rios mais
preservados, que são responsáveis por quantidades consideráveis de água doce. Este
setor abrange a Área de Preservação Ambiental (APA de Guapimirim) que ocupa 90
km² de floresta de mangue.
5) O setor 5 à noroeste está sujeito ao maior aporte de esgotos domésticos e
industriais de todos os setores da BG. Neste setor desembocam os rios mais
degradado,s tais como o São João de Meriti, Sarapui-Iguaçú e Estrela. E, além disso,
se caracteriza pelo maior tempo de residência das águas e maior confinamento
(MAYR et al., 1989; KJERFVE et al., 1997).
Entretanto, postula-se que cada setor possui um tempo de residência diferenciado
devido às características morfológicas e hidrológicas, conferindo o que pode colaborar com
diferentes graus de trofia.
Além da literatura citada, pra corroborar a setorização e avaliação do estado trófico
foram utilizadas:
1) Medições contínuas com multi sondas que medem temperatura (°C), pH, OD e
clorofila-a ao longo de trajetórias pré-estabelecidas, que vão desde a área jusante à
montante da Baía (veja estratégia de amostragem item 4.3);
2) Amostragem em estações fixas determinadas ao longo das trajetórias.
Cabe ressaltar que os limites não são estáticos devido ao transporte advectivo de
água e matéria. No entanto, esses compartimentos auxiliam no tratamento e interpretação da
variabilidade espacial e sazonal das variáveis utilizadas nesse trabalho.
38
Figura 10 - Mapa da BG com as estações de amostragem e setorização proposta. Em verde claro: a APA
Guapimirim; cinza rachuriado: os locais urbanizados; símbolos em vermelhos: os aeroportos; linhas pretas:
limite dos setores; pontos pretos: estações fixas amostradas.
4.3 ESTRATÉGIAS DE AMOSTRAGENS
4.3.1 Campanhas
Foram realizadas nove campanhas de amostragem no período de abril de 2013 até
abril de 2014, com frequência variando de quatro a seis semanas (tabela 2). Adotaram-se duas
modalidades de amostragem In Situ:
1) Registro contínuo ao longo de trajetórias horizontais com captação de água através
de uma bomba pequena fixada com uma haste a 0,3 m (sub-superfície) na lateral da
embarcação, acoplado a uma sonda multiparamétrica do tipo YSI 6600 V2, para o
39
monitoramento dos parâmetros T, S, OD, TDS e Clorofila-a. O pH foi mensurado da mesma
forma através de um pHmetro modelo WTW 3310, com precisão de três casas decimais. Na
região montante, trajetórias de ida e volta, foram realizadas, com o objetivo de amostrar
determinado trecho em diferentes horários (figura 11).
2) Pontos fixos de amostragem para medições in situ, com auxílio de uma sonda
multiparamétrica YSI 6600 V2, da temperatura (°C), salinidade, condutividade, oxigênio
dissolvido, sólidos dissolvidos totais (TDS), clorofila. Valores de pH foram determinados
com auxílio de um pHmetro portátil com sensor de temperatura, modelo WTW 3310 de
(figura 12). A figura 11 apresenta um exemplo da estratégia de amostragem de registro
contínuo (linha pontilhada) e das estações fixas (pontos pretos).
Tabela 2 - Datas, os códigos, os setores abordados e o n amostral de cada coleta
AMOSTRAGEM DISCRETA POR CAMPANHA NOS SETORES
Data Código da
campanha
N
amostral Sazonalidade
02 e 03/Abr/13 100 15 Inverno
01 e 03 /Jul/13 200 25 Inverno
21 e 22/Ago/13 400 21 Inverno
20 e 21/Set/13 500 29 Inverno
22 e 23/Out/13 600 24 Verão
10/Dez/13 700 19 Verão
23 e 24/Jan/14 800 34 Verão
19 e 20/Fev/14 900 34 Verão
17 e 18/Abr/14 1000 23 Inverno
40
Figura 11 - Mapa mostrando a metodologia de varredura contínua in situ e as estações fixas de amostragem.
Figura 12 - Esquema de amostragem contínua utilizada no estudo. À direta, garrafa de Van Dorn para
amostragem da água em estações fixas ao longo da trajetória.
4.3.1.1 Amostragens discretas e análises
A amostragem da água, de superfície e fundo, foi realizada com auxílio de uma
garrafa do tipo “Van Dorn”. As amostras foram armazenadas em frascos de polietileno de 1L
41
previamente descontaminadas com HCl a 10%, mantidas no escuro e resfriadas em uma caixa
térmica até chegarem ao laboratório para serem processadas. Todos os pontos de amostragens
foram georreferenciados com o auxílio de um GPS da marca Garmin.
No laboratório, as amostras de água para análises de nutrientes foram filtradas em
filtros de fibra de vidro Whatmann GF/F (φ = 47 mm) pré-mufladas, e o filtrato
acondicionado em frascos de polietileno e conservadas sob refrigeração no laboratório (-
18ºC), até posterior análise.
O material particulado foi retido em filtros Whatman GF/F para a análise de
pigmentos fotossintetizantes (Clorofila-a, b e c, feofitinas e carotenóides), extraída com
acetona 90% do material particulado em suspensão (MPS) segundo Strickland e Parsons
(1972). Os nutrientes inorgânicos dissolvidos (nitrato, nitrito, amônio, fosfato e silicato)
foram determinados de acordo com as metodologias descritas por Grasshoff et al. (1999).
Os parâmetros físico-químicos da água foram analisados no laboratório de
Biogeoquímica Marinha, Departamento de Geoquímica, Universidade Federal Fluminense
(UFF).
Tabela 3 - Parâmetros mensurados em água e os métodos utilizados
PARÂMETRO MÉTODOS REFERÊNCIAS
Localização dos pontos GPS – Garmin II
Profundidade,
temperatura,
condutividade, salinidade,
oxigênio dissolvido.
Sonda
multiparamétrica YSI 6600V2
pH pHmetro portátil WTW 3310
Pigmentos
fotossintetizantes
Espectrofotometria
(Extração – Acetona
90%).
Lorenzen (1967)
Strickland; Parsons
(1972); Jeffrey;
Humphrey, (1975)
Nutrientes inorgânicos
dissolvidos
nitrato, nitrito, amônio,
ortofosfato e silicato
Espectrofotômetro
UV/VIS UV-1601,
SHIMADZU.
Grasshoff et al. (1999)
42
4.4 AVALIAÇÃO DO ESTADO TRÓFICO: ÍNDICES O’BOYLE E TRIX
Para o estabelecimento do estado trófico a partir dos índices O’Boyle e TRIX foi
necessário incorporar aos cálculos outros sistemas estuarinos tropicais com o intuito de
proporcionar um conhecimento mais completo do fenômeno a ser analisado. Isto permite
estabelecer comparações entre os ambientes de mesma classificação (estuários) mostrando até
que ponto os valores se distribuem a partir de uma tendência central.
4.4.1 Índice O’Boyle
Para calcular o índice O’ Boyle que tem como base a variação dos valores de pH
(unidades) e de oxigênio dissolvido saturado (% OD), os valores de pH foram transformados
em escala logarítmica. De acordo com o método O’Boyle (O’BOYLE et al., 2013), valores
abaixo do pH 7,8 são excluídos com o intuito de remover a influência de águas fluviais. Além
disso, foi calculado o percentil de 5 % e de 95 % (pH e % OD) para que os extremos além
desta faixa fossem eliminados dos cálculos.
Ambas variáveis tiveram pesos iguais no índice. Isto foi feito através da divisão do
alcance dos valores de cada variável em cada corpo hídrico, pelo alcance máximo observado
em todos os corpos hídricos divididos por 100. O valor de alcance máximo das variáveis é
obtido do conjunto de valores de todos sistemas utilizados neste trabalho fazendo com que o
valor do denominador varie (equação 1).
O índice final foi calculado somando-se esses intervalos de parâmetros normalizados
para cada corpo hídrico e dividindo por dois (equação 1). Por isso, os valores do índice vão de
0-100, com 0 (zero) indicativo de nenhuma variação em ambas as variáveis e 100 indicativo
de variação máxima, observada em ambas as variáveis. Os valores do índice indicam o estado
trófico com faixas de abrangência, que podem ser verificados na tabela 5. Os valores do corpo
hídrico analisado são representados por (i) e a faixa de valores obtida com a avaliação dos
parâmetros dos demais corpos hídricos é representada por (n), como mostra a equação abaixo:
Equação 1 - Fórmula do índice O’Boyle
Tabela 4 - Classificação segundo o Índice O’Boyle
43
VALORES ESTADO TRÓFICO
>75 - 100 Eutrofizado
>60 <75 Potencialmente eutrofizado
>40 <60 Intermediário
0 <40 Não poluído
4.4.2 Índice TRIX
A metodologia do índice de estado trófico (TRIX) proposto por Vollenweider et al.
(1998) leva em consideração para sua aplicação os seguintes parâmetros:
a) Fatores que expressam diretamente a produtividade primária:
• Clorofila-a [mg.m-3
]
• Oxigênio como desvio absoluto (%) da saturação: [abs |100-%0| = aD%0]
b) Fatores nutricionais:
• Disponíveis: nitrogênio inorgânico dissolvido como N-[NO3 + NO2 + NH3: NID=
mN= mg.m-3
e fósforo inorgânico dissolvido como P-PO4 (DIP= PO4: mg.m-3
].
Além desses fatores, pode ser utilizado o parâmetro transparência para complementar
o índice.
Este índice trata-se de um somatório de quatro variáveis na escala logarítmica, onde
agrega indicadores de pressão (nutrientes), de resposta biológica (Clo-a como um proxy de
biomassa fitoplanctônica) e distúrbio na qualidade da água (através da saturação do oxigênio).
Segundo Vollenweider et al. (1998), não foram encontradas diferenças significativas
entre a aplicação do índice usando NT e PT, NID e P-PO4, NID e PT. Com isso, a utilização
das frações dissolvidas já basta para obter um resultado considerável, já que está relacionado
as concentrações totais desses nutrientes. O índice TRIX é calculado através da seguinte
equação:
Equação 2 – Fórmula da equação TRIX
44
Onde o log M refere-se ao logaritmo máximo, log S refere-se ao logaritmo superior e
log I é o logaritmo inferior. Os limites superior (log S) e inferior (log I) de cada parâmetro são
usados como fatores escalares.
Por critérios estatísticos se estabelecem limites superiores e inferiores com um desvio
padrão de ± 2,5, para excluir valores extremos (apesar de ocorrerem raramente) a fim de se
evitar intervalos de confiança grandes e, consequentemente, o erro no índice. Para o mar
Adriático, a fórmula acima foi sintetizada na seguinte equação:
Equação 3 - Fórmula do índice TRIX simplificada
Onde, ∑ log I é determinado para a correção logarítmica dos limites inferiores e 1,2 é
o fator escalar derivado da padronização da variação de três unidades log (limites log S –
limite log I para cada um dos quatro parâmetros considerados e fixado o número de 10 classes
na escala.
O índice TRIX foi incluído na legislação italiana e usa-se uma escala de 1-10 para
classificar a qualidade da água (PENNA et al., 2004). A tabela 5 apresenta esta classificação e
já foi utilizada no Mar Cáspio por Nasrollahzadeh et al. (2008).
Tabela 5 - Classificação do estado trófico para águas estuarinas segundo o modelo TRIX
45
4.5 DADOS PRETÉRITOS
Os índices O’Boyle e TRIX foram calculados para a BG a partir de comparações
com dados pretéritos de outros sistemas da região costeira do Brasil com diferentes graus de
estado trófico, a fim de assegurar os limites na escala de avaliação deste índice.
Adotou-se para este trabalho uma estratégia simplificada:
1) Foram escolhidos sistemas que possuem medições com frequência temporal
semelhante durante um ciclo anual;
2) Os sistemas foram escolhidos de acordo com o seu estado trófico, estabelecidos
por outros índices, cobrindo o espectro entre oligotrófico a hipertrófico;
3) Os dados utilizados incluíram sistemas estudados, como na sua maioria
informações sobre o metabolismo, a biomassa autotrófica, a produção primária e a quantidade
de nutrientes.
Os sistemas utilizados para compor a base de dados dos índices O’Boyle (como o
TRIX) foram cedidos por Libardoni em 2015 (comm.pessoal) para o estuário do rio São
Francisco; Mizerkowski et al. (2006) para o estuário da Baía de Guaratuba; por Moreira et al.
(1990) para a Lagoa de Guarapina; por Cotovicz et al. (2012) para o complexo estuarino
lagunar Mundaú-Manguaba; Sterza (2006) para o sistema estuarino do Rio Paraíba do Sul,
além da Baía de Guanabara, que é contemplada no presente estudo.
Além disso, na tentativa de averiguar mudanças do estado trófico da BG a partir da
implementação em 1994 do Programa da Despoluição da Baía de Guanabara (PDBG), foram
compilados os resultados físico-químicos de nutrientes (NID e PID), saturação do oxigênio
dissolvido (%OD) e clorofila-a de estudos de monitoramentos anteriores pela FEEMA (Atual
INEA). As amostragens foram mensais em 11 estações fixas que cobriram os cinco setores
aqui estabelecidos. Devido a uma grande inconsistência de dados, somente os anos de 1982 e
1991 foram relevantes considerando a quantidade de dados disponíveis. Desta forma, os
dados pretéritos foram tratados igualmente aos dados atuais, para que pudessem ser
comparados, a fim de averiguar alguma tendência de melhoria, piora ou constância do estado
trófico da BG.
46
4.6 TRATAMENTOS DE DADOS
4.6.1 Cartográficos
Para a elaboração dos mapas de batimetria, além de mapas indicando a setorização
proposta, foi utilizado o software ArcGis 10 (ESRI, 2010) para interpolar os dados de
profundidade e calcular a área de cada setor. Como mapa-base foi utilizada uma carta náutica
no formato “tiff”. Este mapa foi obtido através do site da Diretoria de Hidrografia e
Navegação (DHN, 2014) - Centro de Hidrografia da Marinha (DHM).
4.6.2 Estatísticos
O tratamento estatístico dos parâmetros foi feito com o auxílio dos programas Excel
e Statistica 8.0 para Windows, utilizando os conceitos básicos da Estatística Descritiva,
análise de correlação e teste de grupamento.
O teste de Mann Whitney foi utilizado para testar o nível de significância entre as
amostras coletadas nas estações fixas, no inverno e no verão.
47
5 RESULTADOS
5.1 DADOS METEOROLÓGICOS
A topografia do Estado do Rio de Janeiro exerce uma expressiva influência no
regime pluviométrico. Observam-se extensas áreas próximas ao nível do mar, como a baixada
litorânea e a região norte do Estado, e áreas montanhosas com altitudes acima de 1500 metros.
Tais características orográficas influenciam de forma marcante a distribuição espacial da
precipitação nesta região. O clima da região da baía, como um todo, é tropical úmido, com
uma estação chuvosa no verão, de dezembro a abril, e outra seca, entre junho e agosto
(KJERFVE et at., 1997).
24,5
22,5
21,420,9
21,722,2
23,3
24,5
26
26,927,4
26,4
24,5
23,7
22,6 22,8
20,3
21,5
23,4 23,3
24,2
25,4
29,329,6
26,7
24,6
Apr May Jun Jul Aug Sep Oct Nov Dez Jan Feb Mar Apr
Temperatura mensal ( C)
Dados históricos 2013/14
Figura 13 - Valores históricos das médias mensais de temperatura dos últimos 53 anos e valores mensais no
período de abril de 2013 a abril de 2014 na Baía de Guanabara neste estudo.
A temperatura média mensal na região da BG variou entre 29,6°C em fevereiro e
20,3°C em julho, conforme mostra a figura 13.
As temperaturas médias mensais dos meses de junho e setembro de 2013, assim
como janeiro, fevereiro e abril de 2014 foram ligeiramente acima da média histórica. O
período seco (de abril até setembro) foi marcado por dias com temperaturas amenas, com um
regime de chuvas mais restrito, enquanto o período chuvoso (de outubro até março)
apresentaram meses mais quentes, com eventuais dias de temperaturas acima da média.
48
Nos meses de janeiro e fevereiro de 2014 foram observadas as maiores diferenças de
temperatura (figura 13). No período de 2013-2014 choveu 10,8% a menos quando comparada
com a média histórica para os mesmos períodos (tabela 6).
94
52,8
33,839,6
24,5
38,1
91,8
118,9
130,0
163,9
113,9
100,5 9497,4
74,3
51,2
86,0
5,2
62,768,8
174,5
194,6
49,8
23,7
100,5
130,8
Abr Mai Jun Jul Ago Set Out Nov Dez Jan Fev Mar Abr
Precipitação mensal acumulada (mm)
Dados históricos 2013/14
CH
UV
OS
OS
EC
O
Figura 14 - Gráfico da média mensal dos dados pluviométricos históricos dos últimos 54 anos e precipitação
mensal do período de abril de 2013 a abril de 2014.
Valores diários de precipitação acumulada (mm) e datas das campanhas
ABR/13BG 100
AGO/13BG 400
SET/13BG 500
OUT/13BG 600
DEZ/13BG 700
JAN/14BG 800
FEV/14BG 900
ABR/14BG 1000
JUL/13BG 200
Figura 15 - Gráfico com valores diários de precipitação no período das campanhas amostrais na Baía de
Guanabara. Nota: A BG 300 foi um fundeio.
49
Tabela 6 - Comparação entre a média histórica do volume pluviométrico acumulado
anual e o volume pluviométrico acumulado nos períodos de março de 2013 à março de
2014
Total acumulado anual (mm) 988,7
Inverno (mm) 376,8
Verão (mm) 611,9
Diferença (%)¹ = 10,8
Média do Total acumulado (mm) 1.108,90
Média inverno (mm) 323,9
Média verão (mm) 785,0
Período 1959/2013
2013/2014
¹ Diferença entre a média histórica do total acumulado e o total acumulado
do período de coleta.
As análises de precipitação (figura 14) e temperatura (figura 13) foram elaboradas
considerando-se dados cedidos pelo Instituto de Controle do Espaço Aéreo (ICEA, 2014) da
Estação Meteorológica do Aeroporto do Galeão – Antônio Carlos Jobim (SBGL).
Na região Sudeste, as chuvas são mais intensas e frequentes nas estações da
primavera e verão. Durante a primavera é comum chuvas no final da tarde ou à noite, devido
ao aumento do calor e umidade que se intensificam no decorrer da estação (INEA, 2014).
5.2 FRAÇÃO DE ÁGUA DOCE NOS COMPARTIMENTOS DA BAÍA DE
GUANABARA
A água doce é utilizada como indicador de variação unidimensional da concentração
de qualquer substância conservativa dissolvida. O volume de água doce em um sistema
estuarino representa uma estimativa simples do tempo de descarga fluvial. Para o cálculo da
fração de água doce foram utilizados dados de salinidade média (devido aos princípios da
conservação de sal e volume) de pontos amostrados de acordo com sua localização no
sistema. Foram levantados dados batimétricos e feito o zoneamento do sistema no programa
Arcgis 10 para o cálculo do volume de cada compartimento definido para assim determinar a
salinidade média.
Segundo Dyer (1973) fração de água doce em um determinado volume no estuário
pode ser calculada por:
50
Equação 4 - Fração de água doce
ƒ = S0 – S/S0, onde:
ƒ = Fração de água doce em um volume de água estuarino (%)
S0 = Salinidade da água do mar no exterior do estuário (g.Kg-1
)
S = Salinidade do volume de água considerado (g.Kg-1
)
Na Baía de Guanabara apenas 17% do volume total do estuário corresponde a água
doce. A fração de água doce para cada setor definido neste trabalho varia da montante à
jusante (tabela 7). De acordo com a tabela 7, os setores a montante (4 e 5) possuem as maiores
frações de água doce, o que indica maior influência da drenagem continental nesta região. O
setor 1 possui maior influência marinha (7,5% da fração de água doce) e representa a região
próxima a desembocadura da baía. De maneira geral, na baía de Guanabara, há uma forte
influência da pressão da maré contra a fração de água doce proveniente da bacia hidrográfica
do entorno.
Saber a descarga fluvial é uma importante medida para estimar o tempo necessário
para que a água doce retida na zona de mistura do estuário seja removida, juntamente com
outras substâncias, com taxa equivalente à sua entrada (MIRANDA, 2002).
Tabela 7 - Área (total = 360m²), profundidade média e fração de água doce dos setores
Densembocadura 1 40 12,75 7,50
Zona portuária 2 24 2,41 15,00
Canal central 3 121 7,22 15,22
Área de manguezal 4 66 1,66 23,80
Atrás da Ilha do Governador 5 89 3,11 21,34
Prof. Média
(m)
Fração média
água doce (%)Setor Área km²Localização
51
5.3 DADOS CONTÍNUOS: pH, %OD e Clorofila-a
Medições contínuas de saturação de oxigênio dissolvido (%OD) e clorofila-a foram
realizadas com auxílio de uma sonda multiparamétrica modelo YSI 6600 V2. Um pHmetro
modelo WTW 3310 foi acoplado a sonda para que o pH fosse medido continuamente.
As distribuições espaciais de pH, %OD e cloro-a na sub superfície (<0,5m), medidos
continuamente ao longo das trajetórias, revelaram uma heterogeneidade espacial como
sazonal (Figuras 16, 17 e 18). Os gradientes foram marcantes entre as regiões montantes,
central e jusante. Além disso, a BG apresentou variações espaços-laterais ao longo do
gradiente estuarino.
Nas trajetórias observam-se maiores valores de pH na região montante,
principalmente no verão (BG 600-out/13; 700- Nov/13; 800-jan/14; 900-fev/14). O pH foi
mais estável no setor 1 (7,98 à 8,33), na estação do inverno (BG 200- jul/13; 400-ago/13; 500-
set/13 e 1000-abr/14). A variação do pH foi entre 7,33 no setor 2 e 9,23 no setor 5. As
maiores oscilações ocorreram nos setores 1 e 5, onde prevaleceram processos de respiração
aeróbica e anaeróbica da matéria orgânica fazendo com que a capacidade de tamponamento
do pH seja menor (Figura 16).
O %OD variou ao longo do ano de 2% no setor 2 a 370% no setor 5 e, as maiores
oscilações foram no verão nas regiões montante (setor 4 e 5) e central (setor 3). Isso sugere
uma intensa atividade fitoplanctônica na superfície da água. A região da zona portuária (setor
2) destacou-se por manter seus níveis %OD baixos em todas as campanhas amostrais (Figura
17).
No mapa de trajetória da concentração de clo-a pôde-se observar no inverno (BG
100, 200, 400, 500 e 1000) uma distribuição mais homogênea, quando comparada ao verão
(BG 600, 700, 800 e 900). À montante da BG foram observadas maiores concentrações de
cloro-a principalmente no verão, quando as florações algais foram mais frequentes. Nos
setores 3, 4 e 5 ocorreram as mais densas florações, e a cloro-a atingiu concentrações de 537
mg.L-1
no setor 3, 289 mg.L-1
no setor 4 e 461 mg.L-1
no setor 5 (Figura 18).
52
Figura 16 - Mapas de concentração de medições contínuas de pH em águas superficiais da Baía de Guanabara
de cada campanha de amostragem. Tracejado vermelho delimita as amostragens feitas no verão. OBS: A BG 100
não houve medição contínua de pH.
pH
53
Figura 17 - Mapas de concentração de medições contínuas de saturação do oxigênio dissolvido (%OD) em
águas superficiais da Baía de Guanabara em cada campanha de amostragem. Tracejado vermelho delimita as
amostragens feitas no verão.
Saturação do oxigênio dissolvido (%)
54
Figura 18 - Mapas de concentração de medições contínuas de Clorofila-a em águas superficiais da Baía de
Guanabara em cada campanha de amostragem. Tracejado vermelho delimita as amostragens feitas no verão.
A partir de amostragens contínuas online (figuras 16, 17 e 18) e dados obtidos das
estações fixas dos percursos (figura 11), caracterizou-se a estrutura dos setores da BG (figura
10). Este procedimento indicou eventuais diferenças sazonais e espaciais do estado trófico da
BG, assim como auxiliou na classificação quanto ao grau de trofia do ambiente.
Clorofila- a (µg.L-1
)
55
5.4 DADOS DAS ESTAÇÕES FIXAS
5.4.1 Parâmetros físicos-químicos
As análises de Mann Whitney foram feitas para tomar conhecimento se existem ou
não diferenças significativas entre o verão e o inverno em cada setor dos parâmetros
mensurados (tabela 8).
A salinidade na camada superficial não variou significativamente (p < 0,05)
sazonalmente em cada setor em específico (tabela 8), embora os valores de salinidade nos
setores tenham sido no inverno. No inverno são observadas menores descargas fluviais devido
a menores índices pluviométricos na região ocasionando em uma menor diluição das águas
marinhas. Espacialmente, a salinidade foi maior à jusante do que a montante da BG no
período apontado. Nota-se a ausência de gradiente salino bem marcado no sistema, com pouca
influência da água doce. Nas áreas próximas dos principais rios que deságuam na BG, as
águas são parcialmente misturadas (KJERFVE et al., 2001).
De acordo com os dados anuais da tabela 8, o pH variou de 7,45 (setor 2) à 9,22
(setor 5). Justamente nos setores mais impactados que o pH apresentou maiores desvios-
padrão. Em contraste, as águas do setor 1 (desembocadura) apresentaram as menores
flutuações no pH, tanto no inverno como no verão (figura 19-B). Esse efeito pode ser devido
ao fato das águas serem mais salinas e tamponadas, mais frias, contribuindo para a redução
das taxas metabólicas. A degradação da matéria orgânica pela atividade microbiana leva ao
consumo do oxigênio dissolvido e à produção de CO2, acarretando na diminuição dos níveis
de pH da água do estuário (WALLACE et al., 2014). Esta situação pode ser vista claramente
no setor 2. A velocidade da carga de nutrientes que este setor recebe é bem maior que sua taxa
de depuração e renovação das águas.
A temperatura média da água no inverno (tabela 8) variou de 22.0°C (setor 1) a
28,80°C (setor 5) e apresentou diferenças significativas entre o verão e o inverno (tabela 9),
com exceção do setor 1. A BG apresentou uma expressiva variação entre os setores (figura 19
C). Os setores à montante (setores 4 e 5) apresentaram as maiores médias de temperatura ao
longo do ano. Isso sugere que fatores como: maior tempo de residência da água, pouca
profundidade, processos de mistura, trocas de calor com a atmosfera e as fontes de água doce
e marinha podem influenciar na temperatura, segundo Bowden (1980). A temperatura é um
56
parâmetro de grande relevância na produtividade biológica da água, considerada um fator
decisivo em um sistema estuarino (Sipaúba-Tavares 1998).
O nível de saturação do oxigênio dissolvido saturado (%) apresentou maior
heterogeneidade espacial no inverno (figura 19 D), com médias que variaram entre
subsaturado (setores 1 e 2) a supersaturado na superfície (setor 3, 4 e 5). A %OD variou de
4,5 % (setor 2) a 338 % no verão (setor 5), se mantendo na faixa de 130 % à 150 % nos
setores de 2 a 5. Os níveis de supersaturação de oxigênio dissolvido foi observado em todos
os setores. Apesar de o verão, em condições de altas temperaturas, favorecer o surgimento de
condições hipóxias (RABALAIS et al., 2010), altas taxas de crescimento algais na água
superficial foram observadas (figura 19 H), o que exerce uma influência direta na dinâmica do
oxigênio dissolvido em um sistema estuarino (KEMP et al., 1980; WALLACE et al., 2014).
A concentração de clorofila-a seguiu o gradiente de estado trófico, aumentando a
partir da entrada em direção a porção interior, assim como nas laterais da baía (figuras 19 G e
H). De acordo com a tabela 8, a concentração média anual de clorofila-a variou de 1,80 µg.L-
1 (setor 3) no verão a 324 µg.L-1 (setor 5) no inverno. De acordo com a Figura 19-G e H, as
florações fitoplanctônicas foram mais frequentes durante o verão, apresentando médias
maiores que as médias do inverno. De acordo com a norma técnica da CETESB (2014), as
concentrações de clorofila-a oscilam de forma expressiva e também variam de acordo com os
parâmetros essenciais para o seu crescimento (pH, turbidez, luz e temperatura, nutrientes). A
concentração de feofitinas é (comparadas as concentrações de clorofila-a) relativamente
baixa. Isso implica que poucos detritos oriundos da senescência do fitoplâncton se acumulam
no sistema. A figura 19-F sugere que, no verão, a degradação da matéria orgânica na
superfície da água é menos acentuada que a produção primária.
Análises de Mann Whitney foram feitas para tomar conhecimento se existem ou não
diferenças significativas entre o verão e o inverno, em cada setor dos parâmetros mensurados.
57
Tabela 8 - Teste de Mann Whitney das diferenças sazonais (inverno e verão) nos setores
(04/2013-04/2014)
PARAMÊTRO SETOR 1 SETOR 2 SETOR 3 SETOR 4 SETOR 5
α = 5% p-level p-level p-level p-level p-level
Prof (m) 0,758 1,000 0,151 0,558 0,512
Sal 0,897 0,105 0,517 0,184 0,498
pH 0,000 0,004 0,000 0,061 0,004
Temp pH 0,119 0,018 0,000 0,001 0,000
OD(%) 0,417 0,719 0,589 0,487 0,074
OD(mg.L-1
) 0,446 0,331 0,021 0,968 0,212
Cloro a (mg.L-1
)¹ 0,183 0,003 0,018 0,331 0,431
Clorf a (ug.L-1
) ² 0,080 0,001 0,026 0,410 0,040
Feo (ug.L-1
) 0,055 0,934 0,215 0,068 0,000
¹ Sonda YSI; ² Método químico Lorenzen
VERÃO X INVERNO
58
Tabela 9 - Dados anuais (04/2013-04/2014) por setor dos parâmetros físico-químicos mensurados na BG a partir de amostragens
discretas. Média±Desvio Padrão (DP); Mediana=M; Máximo e Mínimo = (Máx – Mín) e n amostral = N
Paramêtro Legenda Setor 1 Setor 2 Setor 3 Setor 4 Setor 5 Setor 1 Setor 2 Setor 3 Setor 4 Setor 5
MÉDIA ± DP 23,05 ± 0,90 24,71 ± 0,91 23,90 ± 1,13 25,47 ± 2,61 25,21 ± 1,60 24,46± 2,34 27,31± 2,78 27,16± 1,97 28,98 ± 1,27 28,36 ± 2,34
MEDIANA 23,05 24,8 23,6 25,1 25,15 23,75 26,54 27,2 28,75 28
MÍN-MÁX (24,40 - 22,00 (23,10 - 26,50) (22,60 - 26,80) (22,50 - 31,30) ( 23,20 - 28,80) (21,60 - 28,90) (23,38 - 32,24) (24,30 - 30,90) (26,50 - 31,0) (24,30 - 33,60)
N AMOSTRAL 16 17 11 15 26 14 14 16 12 17
MÉDIA ± DP 32,27 ± 2,22 30,74 ± 1,71 29,92 ± 3,27 26,90 ± 5,39 27,31 ± 4,73 32,54 ± 1,75 28,37 ± 3,65 29,40 ± 3,03 26,27 ± 3,15 27,24 ± 3,26
MEDIANA 33,1 31,17 31,63 29,29 29,36 32,89 27,6 29,23 26,95 27,14
MÍN-MÁX(26,30 -
34,08)(26,80 - 33,05) (21,50 - 32,88) (15,60 - 31,79) (18,12 - 32,72) (28,85 -34,67) (20,0 - 33,50) (22,39 - 33,51) (19,90 - 30,87) (19,67 - 32,12)
N AMOSTRAL 22 19 17 21 29 14 14 16 12 18
MÉDIA ± DP 8,10 ± 0,09 7,91 ± 0,21 8,21 ± 0,15 8,35 ±0,40 8,35 ± 0,34 8,31 ± 0,14 8,34 ± 0,43 8,53 ± 0,21 8,54 ± 0,19 8,63 ± 0,25
MEDIANA 8,1 7,97 8,16 8,31 8,3 8,31 27,6 8,58 8,59 8,57
MÍN-MÁX (7,98 -8,33) (7,45 - 8,19) (8,03 - 8,56) (7,56 - 9,15) (7,67 - 9,09) (8,10 - 8,55) (7,48 - 8,82) (8,15 - 8,91) (8,15 - 8,82 (8,25 - 9,22)
N AMOSTRAL 22 19 17 21 26 14 14 16 12 18
MÉDIA ± DP 87,33 ± 9,94 72,49 ± 35,48 112,58 ± 25,6 153,48 ± 71,29 157,38 ± 69,21 115,96 ± 30,38 141 ± 90,11 158 ± 48,30 155,41 ± 48,57 166,94± 71,93
MEDIANA 87,45 71,2 100,5 134 149 120,5 134,5 176 173,5 150
MÍN-MÁX (69,40 -105,0) (10,0 - 148) (74,8 - 164) (57,60 - 336) (54,20 - 278,6) (68 - 174) (4,50 -272) (61 - 214) (83 - 240,0) (66 - 338)
N AMOSTRAL 22 19 17 21 29 14 14 16 11 18
MÉDIA ± DP 11,43 ± 7,83 25 ± 43,85 27,42 ± 19,60 52,55 ± 44,54 78,51 ± 73,32 24,83 ± 31,61 122 ± 93,51 85,64 ± 69,41 76,61± 60,80 86,77± 61,59
MEDIANA 10,8 12,8 18,05 39 49,6 21,3 123 70,5 56,5 76
MÍN-MÁX (2,0 - 37,0) (3,34 - 200) (74,80 - 164) (4,20 - 162,20 (6,20 - 324) (2,60 - 126) (4,90 - 279) (1,80 - 213,0) (17,0 - 195,0) (8,20 - 211)
N AMOSTRAL 22 19 17 21 29 14 14 16 10 18
Inverno Verão
Temp (°C)
Cloro - a
Salinidade
pH
OD (%)
58
59
Temperatura
1 2 3 4 5 1 2 3 4 5
Inverno Verão
18
20
22
24
26
28
30
32
34
Te
mp
era
tura
(°C
)
Média
Média ±EP
Média±2*DP
Saturação de Oxigênio Dissolvido
1 2 3 4 5 1 2 3 4 5
Inverno Verão
-100
-50
0
50
100
150
200
250
300
350
OD
(%
) Média
Média ±EP
Média±2*DP
D
A
C
E
Salinidade
1 2 3 4 5 1 2 3 4 5
Inverno Verão
16
18
20
22
24
26
28
30
32
34
36
38
40
Sa
l
Média
Média ±EP
Média ±2*DP
pH
1 2 3 4 5 1 2 3 4 5
Inverno Verão
7,4
7,6
7,8
8,0
8,2
8,4
8,6
8,8
9,0
9,2
9,4
pH
(N
BS
)
Média
Média ±EP
Média±2*DP
B
F
H G Clorofila- a sonda YSI)
1 2 3 4 5 1 2 3 4 5
Inverno Verão
-200
-150
-100
-50
0
50
100
150
200
250
300
350
400
Clo
rofila
- a
(
g.L
-1)
Média
Média ±EP
Média±2*DP
Clorofila-a (Lorenzen).
1 2 3 4 5 1 2 3 4 5
Inverno Verão
-200
-150
-100
-50
0
50
100
150
200
250
300
350
400
Clo
rofila
-a
(
g.L
-1)
Média
Média ±EP
Média±2*DP
Oxigênio Dissolvido
1 2 3 4 5 1 2 3 4 5
Inverno Verão
-6
-3
0
3
6
9
12
15
18
21
24
OD
(m
g.L
-1)
Média
Média ±EP
Média±2*DP
Feofitina
1 2 3 4 5 1 2 3 4 5
Inverno Verão
-50
0
50
100
150
200
250
Fe
o (
g.L
-1)
Média
Média ±EP
Média±2*DP
970430
-265 -740
Figura 19 - Gráficos tipo”box plot” (04/2013-04/2014) com médias e desvio padrão da salinidade, pH, secchi,
temperatura, oxigênio dissolvido (mg.L-1
) e saturado (%) e clorofila-a (Sonda YSI e método químico Lorenzen).
Os gráficos demonstram a variações sazonais que ocorrem em determinados parâmetros. A linha pontilhada
dividiu as duas estações do ano: inverno e verão. Da esquerda para a direita a ordem dos setores de 1 a 5.
Legenda: EP=Erro padrão; DP Desvio padrão.
60
5.4.2 Nutrientes
Os valores de ortofosfato se mantiveram baixos ao longo do ano e, apenas o setor 1
apresentou diferenças significativas entre o inverno e verão (tabela 10). De acordo com a
tabela 12, os teores de ortofosfato variaram no inverno de 0,04 µM no setor 5 e 10,22 µM no
setor 2. Já no verão o ortofosfato variou de 0,02 µM no setor 5 e 20,79 µM no setor 2.
O silicato, de acordo com a tabela 11, variou significativamente entre o inverno (3,41
µM a 94,9 µM) e o verão (0,25 µM a 40,64 µM) em todos os setores. Isso pode ser visto
claramente na figura 19-B e na tabela 11, onde as maiores concentrações de silicato foram no
inverno, provavelmente devido ao aumento de aportes terrestres ou de ressuspensão de
material de fundo.
Os valores anuais médios das concentrações do nitrito variaram no inverno 0,03
(setores 4 e 5) a 10,79 µM (setor 3) e no verão de 0,03 (setor 4) a 4,36 (setor 2) (tabela 11).
As concentrações de nitrito foram maiores no inverno, onde os setores apresentaram entre si
uma maior heterogeneidade espacial (figura 20 C).
Os valores de nitrato variaram significativamente no verão e inverno em todos os
setores (tabela 10). Enquanto no inverno a concentração média do nitrato ficou na faixa entre
2,67 µM (setor 5) a 6.60 µM (setor 3). No verão oscilou de 0,26 µM (setor 4) a 1,32 µM
(setor 3). No entanto, nos setores 2 e 3 foram observados maiores concentrações no inverno
(18,69 µM à 19.83 µM) (figura 20 D).
Das séries nitrogenadas, o amônio foi o que contribuiu para altos valores no NID.
Nos setores 2 e 5 que foram observadas as maiores concentrações de amônio, provavelmente
provenientes do aporte de esgoto sanitário vindos da bacia hidrográfica do entorno. O amônio
foi responsável por até 86% pelo valor do NID no setor 2 e 88% no setor 5 na média anual
(figura 20E). Determinar a forma de nitrogênio predominante ajuda a informar em que estágio
está a poluição.
O conhecimento do nutriente limitante é feito considerando a demanda da alga de
acordo com a distribuição de nutrientes na sua biomassa. Redfield (1958) considera que a
determinação do nutriente limitante na produção primária é geralmente derivada da relação
C106:H118O45N16P.
61
Na BG, a relação N/P molar variou espacial e temporalmente. No inverno, o
ortofosfato foi fator limitante na produtividade primária nos setores 3 e 5 (N/P >16) (figura 20
G). Em contrapartida, no verão, a maioria dos setores teve como fator limitante o nitrogênio
inorgânico (exceto setor 5). O setor 3 apresentou grande diferença significativa entre o
inverno e verão, onde a média da razão N/P no inverno foi de 38,48 (fósforo como limitante)
e no verão ficou em torno de 5,22 (nitrogênio como limitante). Geralmente, a limitação de a
produtividade primária pelo nitrogênio ocorre em locais com altos aportes de esgotos e a
razão N/P varia de 10:1 (KNOPPERS et al., 1999)
A média da relação SID:NID foi <1 somente no setor 2 (principalmente no inverno).
No verão, a média no setor 2 ficou em torno de 1,04 (tabela 11). O crescimento de
diatomáceas tende a ser limitado quando a razão molar SID:NID for menor que 1:1 (SOUZA,
2009).
Tabela 10 - Teste de Mann Whitney das diferenças sazonais (inverno e verão) nos
setores
PARAMÊTRO SETOR 1 SETOR 2 SETOR 3 SETOR 4 SETOR 5
α = 5% p-level p-level p-level p-level p-level
PO4-P (mM) 0,003 0,098 0,564 0,501 0,212
SiO4-Si (µM) 0,001 0,000 0,008 0,000 0,000
NO2-N (µM) 0,029 0,066 0,023 0,001 0,143
NO3-N (µM) 0,000 0,000 0,002 0,012 0,001
NH4- N (µM) 0,004 0,160 0,001 0,015 0,005
NID (µM) 0,000 0,040 0,000 0,004 0,003
N:P 0,042 0,140 0,000 0,000 0,076
SiD/NID 0,028 0,066 0,002 0,067 0,844
VERÃO E INVERNO
62
Tabela 11- Dados anuais (04/2013-04/2014) por setor dos parâmetros físico-químicos mensurados na BG a partir de amostragens
discretas. Média±Desvio Padrão (DP); Mediana=M; Máximo e Mínimo = (Máx – Mín) e n amostral = N
Paramêtro Legenda Setor 1 Setor 2 Setor 3 Setor 4 Setor 5 Setor 1 Setor 2 Setor 3 Setor 4 Setor 5
MÉDIA ± DP 24,95 ± 11,92 42,23 ± 19,93 41,50 ± 22,73 54,33 ± 18,23 44,62 ± 21,16 12,42± 4,16 15,51 ±13,08 22,96 ± 5,63 27,57 ± 11,35 12,43 ± 10,35
MEDIANA M 21,47 M 41,72 M 33,31 M 50,91 M 40,61 M 12,14 M 13,49 M 22,21 M 29,5 M 10,86
MÍN-MÁX (6,72 - 47,73 (16,16 - 88,47) (14,59 - 81,54) (29,59 - 85,68) ( 3,41 - 94,90) (12,22 - 8,85) (1,98 - 40,64) (14,21 - 32,89) (1,03 - 40,06) ( 0,25 - 33,96)
N AMOSTRAL N= 23 N= 19 N=17 N= 21 N= 29 N=14 N= 14 16 N= 12 N= 18
MÉDIA ± DP 1,77 ± 1,14 0,86 ± 0,34 12,04 ± 37,16 73,29 ± 171,06 8,29 ± 30,23 2,81 ± 1,64 1,13 ± 1,97 14,89 ± 13,67 35,14 ± 31,53 10,5 ± 22,94
MEDIANA M 1,37 M 0,73 M 1,36 M 4,81 M 1,09 M 2,30 M 0,54 M 15,76 M 29,79 M 2,01
MÍN-MÁX ( 0,71 - 4,05) ( 0,33 - 1,50) (0,67 - 153,78) (1,65 - 571,93) (0,05 - 164,93) ( 0,82- 5,98) ( 0,04 - 7,56) ( 1,20 - 43,13) (1,07 - 110,56) (0,01 - 95,05)
N AMOSTRAL N= 23 N= 16 N= 17 N= 21 N= 29 N= 14 N= 14 N= 16 N= 12 N= 18
MÉDIA ± DP 1,33 ± 0,53 5,51 ± 2,43 1,31 ± 0,84 0,98 ± 0,66 2,67 ± 2,55 0,76 ± 0,57 4,97 ± 5,36 1,73 ± 1,28 1,32 ± 0,98 1,52 ± 1,10
MEDIANA M 1,15 M 5,30 M 1,41 M 0,91 M 1,85 M 0,16 M 3,49 M 1,73 M 0,95 M 1,29
MÍN-MÁX (0,56 -2,45 ) (2,62 - 10,22) (0,19 - 2,76) (0,03 - 2,38) (0,04 - 8,72) (0,11- 2,12) (0,17 - 20,79) (0,17 - 4,10) (0,2 - 2,96) (0,02 - 3,90)
N AMOSTRAL N= 23 N= 19 N= 17 N= 21 N= 29 N= 17 N= 14 N= 17 N= 12 N= 18
MÉDIA ± DP 4,85 ± 3,58 5,85 ± 5,58 6,60 ± 6,12 3,12 ± 3,75 2,67 ± 2,32 1,31 ± 1,11 0,84 ± 0,75 1,32 ± 1,36 0,26 ± 0,19 0,89± 0,88
MEDIANA M 0,34 M 3,30 M 3,79 M 1,32 M 2,06 M 0,92 M 0,59 M 0,61 M 0,2 M 0,67
MÍN-MÁX (0,34 - 12,54) (0,00 - 18,69) (0,16 - 19,13) (0,0 - 14,74) (0,04 - 9,20) (0,13 - 3,66) (0,02 - 2,56) (0,18 - 5,31) (0,07 - 0,78) (0,04 - 3,66)
N AMOSTRAL N= 14 N= 19 N= 17 N=21 N= 29 N= 14 N= 14 N= 15 N= 12 N= 18
MÉDIA ± DP 2,10 ± 2,22 3,52 ±3,44 2,80 ± 3,24 2,26 ± 3,19 2,09 ± 2,25 0,73 ± 0,70 1,33 ± 1,10 0,77± 0,86 0,07 ±0,04 1,11 ± 1,29
MEDIANA M 1,04 M 1,96 M 1,13 M 0,57 M 1,33 M 0,53 M 1,15 M 0,34 M 0,05 M 0,78
MÍN-MÁX (0,12 -7,30) (0,10 - 10,67) (0,12 - 10,79) (0,03 -9,37) (0,03 - 7,08) (0,06 -2,28) (0,13 - 4,36) (0,00 - 2,53) (0,03 - 0,13) (0,05 - 3,82)
N AMOSTRAL N= 23 N= 19 N= 17 N= 21 N= 29 N= 13 N= 14 N= 16 N= 12 N= 18
MÉDIA ± DP 10,20 ± 5,94 45,53 ± 22,68 14,32 ± 9,87 6,78 ± 3,28 35,58 ± 30,34 4,78 ± 5,40 34,84 ± 27,93 3,56 ± 4,95 1,76 ± 3,28 12,70 ± 14,60
MEDIANA M 9,24 M 39,90 M 12,01 M 3,98 M 35,68 M 3,02 M 28,90 M 0,93 M 0,7 M 5,48
MÍN-MÁX (1,40 - 22,50) (11,51- 94,73) (0,26 - 37,96) (0,04 - 29,29) (0,36 - 130,12) (0.60- 18,27) (0,15 - 70,30) (0,04 - 15,17) (0,11 - 11,72) (0,13 - 53,75)
N AMOSTRAL N= 23 N= 19 N= 17 N= 21 N= 29 N=14 N= 14 N= 16 N= 12 N=18
MÉDIA ± DP 17,14 ± 8,55 54,90 ± 24,44 23,72 ± 15,15 12,17 ± 11,63 40,34 ± 31,42 6,77 ± 6,08 37,00 ± 27,69 5,52 ± 6,02 2,09 ± 3,45 14,69 ± 15,21
MEDIANA M 8,55 M 51,87 M 20,66 M 7,54 M 41,91 M 5,14 M 31,15 M 1,71 M 0,9 M 6,25
MÍN-MÁX (5,20 - 31,80) (16,57 - 100,87) (0,53 - 57,89) (0,14 - 44,59) ( 0,44 - 139,59) (1,98 - 21,93) (2,08 - 70,87) (0,47 - 17,72) (0,36 - 12,63) ( 0,35 - 55,34)
N AMOSTRAL N= 23 N= 19 N= 17 N= 21 N = 21 N= 14 N= 14 N= 16 N= 12 N = 18
MÉDIA ± DP 13,86 ± 7,25 10,50 ± 3,80 38,48 ± 55,70 15,09 ± 19 51,85 ± 134,49 10,55 ± 8,03 9,34± 5,67 5,22 ± 7,52 1,65± 1,43 79,76 ± 212,94
MEDIANA M 12,89 M 9,55 M 17,96 M 7,46 2,66 M 7,55 M 7,67 M 2,64 M 1,18 4,57
MÍN-MÁX (4,63 - 34,15) (3,42- 18,01) (0,80 -192,09) (0,63 - 71,80) (2,66 - 723,72) (4,13 - 30,15) (2,23- 24,59) (0,33-24,48) (0,28-4,31) (0,40-888,22)
N AMOSTRAL N= 23 N= 19 N= 17 N= 21 N= 29 N= 14 N= 14 N= 16 N= 12 N= 18
NO2 -N
(µM)
VerãoInverno
SiO2-Si
(µM)
SID/NID
(µM)
PO4 -P(µM)
NH4 -N (µM)
NID(µM)
N/P(µM)
NO3-N (µM)
62
63
.
.
1 2 3 4 5 1 2 3 4 5
Inverno Verão
-20
0
20
40
60
80
100
Si(O
H) 4
-Si (
M)
Silicato
Média
Média ±EP
Média±2*DP
Fosfato
1 2 3 4 5 1 2 3 4 5
Inverno Verão
-8
-4
0
4
8
12
16
20
PO
4-P
(
M)
Média
Média ±EP
Média±2*DP
.
.
1 2 3 4 5 1 2 3 4 5
Inverno Verão
-6
-4
-2
0
2
4
6
8
10
12
NO
2-N
(
M)
Nitrito
Média
Média ±EP
Média±2*DP
.
.
1 2 3 4 5 1 2 3 4 5
Inverno Verão
-8
-4
0
4
8
12
16
20
24
NO
3-N
(
M)
Nitrato
Média
Média ±EP
Média±2*DP
.
.
1 2 3 4 5 1 2 3 4 5
Inverno Verão
-40
-20
0
20
40
60
80
100
120
NH
4 -N
(
M)
Amônio
Média
Média ±EP
Média±2*DP
.
.
1 2 3 4 5 1 2 3 4 5
Inverno Verão
-40
-20
0
20
40
60
80
100
120
NID
(
M)
Nitrogênio Inorgânico Dissolvido (NID)
Média
Média ±EP
Média±2*DP
.
.
1 2 3 4 5 1 2 3 4 5
Inverno Verão
-40
-20
0
20
40
60
80
100
120
140
SID
:NID
Razão SID/NID Média
Média ±EP
Média±2*DP
400
- 70 - 250 -59
.
.
1 2 3 4 5 1 2 3 4 5
Inverno Verão
-20
0
20
40
60
80
100
120
140
N:P
Razão N/P
Média
Média ±EP
Média±2*DP
175 350
- 75 - 200 - 350
560
A B
C D
E F
G H
Figura 20 - Gráficos tipo “box plot” com médias e desvios-padrão do fosfato, silicato, nitrito, nitrato, amônio,
NID, razão N/P e razão SID/NID. A linha pontilhada dividiu as duas estações do ano: inverno e verão. Da
esquerda para a direita a ordem dos setores de 1 a 5. Legenda: EP=Erro padrão; DP=Desvio Padrão.
64
5.5 ÍNDICES
5.5.1 O’Boyle
O índice para cada setor da BG foi calculado com base nos valores (%OD e pH) da
variação entre os máximos e mínimos dos valores individuais (i), enquanto que os valores
máximos de variação do sistema são definidos como (n). E, esta variação máxima, alcançada
com os sistemas agrupados, foi previamente dividida por 100.
Os dados foram normalizados, onde o pH (log) foi convertido à concentração de íons
de hidrogênio e, os valores de oxigênio dissolvido (OD) utilizados foram os que indicavam o
grau de saturação deste.
A BG foi comparada a outros sistemas da região costeira do Brasil (tabela 13), a fim
de assegurar os limites na escala de avaliação deste índice.
A tabela 12 descreve os valores de pH e %OD máximo e mínimos, bem como a
variação máxima, obtidos a partir de todos os sistemas utilizados no trabalho. O valores de
máxima variação foram utilizados no denominador da fórmula do índice O’Boyle (equação 1)
para posteriormente, calcular o estado trófico da BG e de outros sistemas individualmente.
Tabela 12 - Variação dos valores de máximo e mínimo para todos os sistemas utilizados
no trabalho
OD% pH
Valor Máximo 204,00 0,95
Valor Mínimo 65,00 0,90
Máxima variação 139,00 0,0495
Todos os sistemas
Para a base do índice tentou-se escolher áreas que representassem graus de trofia que
variassem de oligotrófico, ou seja, não poluído (Rio São Francisco) à eutrófico (como a Baía
de Guanabara). É importante avaliar a magnitude (faixas) relativa à variação de pH e %OD
nos diversos meios para, então, classificar o estado trófico dos ambientes estuarinos e massas
d’águas.
65
Tabela 13 - Valores de máximo, mínimo e variação entre os valores de máximo e mínimo
para todos os sistemas utilizados
SistemaValor do
índiceClassificação Referência
Rio São Francisco (AL/SE) 26,93 "Não poluído" Libardoni B., 2014 - comunicação pessoal
Guaratuba (PR) 55,17 Intermediário Mizerkowski et al, 2006
Guarapina (RJ) 67,39 Potencialmente Eutrófico Moreira et. al,1990
Rio Paraíba do Sul (RJ) 77,75 Eutrófico Sterza et. al., 2014; Borges, 2014
Mundaú-Manguaba (AL) 92,6 Eutrófico Cotovicz et, al.,2012
Baía de Guanabara (RJ) 99,17 Eutrófico Este estudo, 2013/14
O índice O’Boyle indicou que o potencial de eutrofização da BG variou conforme os
setores e a sazonalidade. No verão, o índice variou de potencialmente eutrófico (>60 <75) a
eutrófico (>75–100). Em contrapartida, no inverno, a classificação foi mais heterogênea
variando de não poluído (<40) a eutrófico (tabela 14).
No geral, a Baía de Guanabara foi classificada como eutrófica. Exceto o setor 1, que
foi classificado como potencialmente eutrófico. No setor 1 (tabela 14), o índice indicou uma
queda no potencial de eutrofização, variando de “não poluído” no inverno a potencialmente
eutrófico no verão. O setor 2 variou de potencialmente eutrófico no inverno a intermediário
(>40 <60) no verão ( = mesotrófico na nomenclatura TRIX). Cabe ressaltar que este setor
corresponde a região do Cais do Porto do Rio de Janeiro, onde há uma expressiva descarga de
esgotos domésticos e industriais. E esta característica pode “mascarar” a avaliação do grau de
eutrofização da água, quando toma-se como base a concentração de oxigênio dissolvido e pH.
Sob esse aspecto, águas poluídas podem apresentar baixas concentrações de oxigênio
dissolvido na superfície da água, devido ao seu consumo na decomposição por bactérias de
compostos orgânicos (RABALAIS et al., 2010). O setor 3 variou de intermediário no inverno
à potencialmente eutrofizado no verão. O setor 4 foi classificado como potencialmente
eutrófico no inverno e eutrófico no verão. O setor 4 é marcado pelos constantes
florescimentos algais. Em contraste, o setor 5 foi classificado como eutrófico no inverno e no
verão como potencialmente eutrófico. No setor 5 o potencial de eutrofização indicou valores
invertidos em relação à sazonalidade. A tendência, no inverno, foi uma classificação menor
quando comparada ao verão.
Apesar da carga de nutrientes ser mais elevada no período chuvoso (tabela 11), no
verão que a produtividade primária é maior, e a média nos níveis de %OD, mesmo em
66
temperaturas superiores a 20°C atinge condições de supersaturação (acima de 100%) fazendo
com que o gás oxigênio escape para a atmosfera.
Tabela 14 - Valores do índice O’Boyle ao longo do ano de 2013-2014, nos diferentes
setores conforme as variações sazonais
Classificação
O'BoyleSetor 1 Setor 2 Setor 3 Setor 4 Setor 5
Anual 67,96 91,46 84,00 87,14 98,05
Inverno 24,67 44,41 59,26 68,27 92,23
Verão 61,64 74,99 74,78 77,04 64,00
Nota: O termo “não poluído” foi traduzido a partir do artigo O’Boyle et al. (2013). A
avaliação da qualidade de água obtida pelo índice apresenta limitações, já que o índice não
analisa parâmetros importantes tais como substâncias tóxicas (Ex: metais pesados, pesticidas
compostos orgânicos), protozoário e bactérias patogênicas e outras substâncias que interferem
nas propriedades organolépticas.
5.5.2 TRIX
O índice de estado trófico TRIX, proposto por Volleinweider et al. (1998) para águas
costeiras marinhas, utiliza parâmetros que caracterizam a produtividade primária (clorofila-a),
parâmetros nutricionais (nitrogênio inorgânico dissolvido e fósforo inorgânico dissolvido) e
parâmetros que sinalizam quaisquer alterações na qualidade de água (oxigênio dissolvido
saturado).
Para a determinação do índice de estado trófico TRIX na BG, foi gerada uma
equação específica a partir de uma série de dados de regiões próximas, mais os dados atuais
da BG. Este índice necessita de adequações algébricas, que fazem uso da soma das médias das
variáveis. Com exceção da variável a%OD (desvio de saturação do oxigênio dissolvido), as
demais variáveis (clorofila-a, fósforo inorgânico dissolvido e nitrogênio inorgânico
dissolvido) foram transformadas em log na base 10, atentando para que a concentração
estivesse em mg/m³(µg.L-1) e não na unidade µM. A partir desta transformação a média do
logaritmo de cada parâmetro foi feita. Com o intuito de eliminar possíveis dados discrepantes
e definir, assim, os limites superiores e inferiores, calculou-se a média do log ± 2,5 de desvio
padrão. A determinação da constante “k” foi feita a partir da soma dos limites inferiores
(menores valores em log) de cada variável utilizado pelo TRIX. Já a constante “m” foi
67
calculada através do somatório da diferença entre o limite superior e inferior de cada variável
e posteriormente dividida por 10, pois a unidade do TRIX varia de 0 a 10.
Tabela 15 - Cálculo detalhado das médias, desvio padrão, limite superior e inferior para
a determinação dos valores k e m da equação
OD (%) Clo-a (mg/m³) PO4-P (mg/m³) NID (mg/m³)
Média 1,29 1,07 1,18 1,88
Desvio Padrão (DP) 0,476 0,765 0,481 0,586
2,5*DP 1,190 1,912 1,203 1,465
Média+2,5*DP 2,626 2,998 2,439 3,354
Média-2,5*DP -0,140 -0,872 -0,062 0,395
Soma Log Max
2,377 2,968 2,432 3,291 11,068
Soma Log Min
-0,125 -0,649 -0,333 0,433 -0,673
Soma da Faixa Faixa / 10
2,501 3,617 2,765 2,858 11,741 1,17
Faixa das unidades
do log
Valor Mínimo
Valor Máximo
Após os ajustes para a determinação do TRIX na Baía de Guanabara, foi estabelecida
uma fórmula (equação 6), corrigida para a série temporal dos dados disponíveis (tabela 16).
Equação 5 - Equação TRIX (Vollenweider et al.,1998) com valores globais.
TRIX Vollenweider = ([Σ das médias em log: a%OD, PID, NID, e Clo-a ] - [-1.5]) / 1.12
Equação 6 - Equação TRIX gerada para a baía de Guanabara.
TRIX BG = ([Σ das médias em log: a%OD, PID, NID, e Clo-a ] - [-0,67]) / 1,17
A tabela 16 mostra o estado geral trófico da BG a partir da equação proposta por
Volleinweider et. al. (1998) (equação 5), assim como o valor do estado trófico geral da BG a
partir da equação estabelecida (equação 6) para este estudo. Em ambas as fórmulas, a BG, em
sua totalidade, ficou classificada como mesotrófica à eutrófica, sendo o valor de 5,93 na
fórmula do Volleinweider et al.(1998) e 5,12 na fórmula proposta.
Tabela 16 - Comparação do índice TRIX obtido a partir da equação gerada para a BG e
da equação proposta por Vollenweider et al. (1998)
Soma Log Máx Soma Log Mín Soma da Variação TRIX Geral Vollenweider (1998)
11,18 -0,23 1,17 5,12 5,93
Variáveis a%OD PO4 (mg/m³) NID (mg/m³) Clo-a (mg/m³)
Média 1,26 1,33 2,10 0,93
68
A partir da equação proposta para a BG, os valores do TRIX variaram espacialmente
como sazonalmente. Somente o setor 1 foi classificado tanto no verão como no inverno, em
mesotrófico a eutrófico (moderado). Os setores 2, 3 e 5 apresentaram o estado eutrófico
(pobre) em todas as épocas do ano. Houve uma discreta variação sazonal no setor 4. No
inverno, foi classificado como eutrófico e, no verão, como moderado a eutrófico (tabela 18).
De acordo com os parâmetros contemplados no índice TRIX, as concentrações de
NID contribuíram para um alto estado trófico do sistema. Secundariamente, as concentrações
de clorofila-a, seguidos do PID e oxigênio dissolvido saturado, favoreceram uma classificação
expressiva do índice de estado trófico. Nos setores 1, 2 e 5 o estado trófico está mais
associado às concentrações de NID tanto no inverno como no verão. Apesar de a
concentração de NID ser a principal contribuinte para a classificação do estado trófico no
setor 3, no verão as concentrações de clorofila exerceram papel principal na influência na
abordagem do TRIX. No setor 4, o índice foi influenciado predominantemente pelos teores de
clorofila-a, com ligeiro aumento do NID no inverno.
Tabela 17 - Valores de máximo, mínimo e variação entre os valores de máximo e mínimo
para todos os sistemas utilizados
SistemaValor do
índiceClassificação TRIX Referência
Guaratuba (PR) 4,21 Bom (mesotrófico) Mizerkowski et al, 2006
Rio Paraíba do Sul (RJ) 4,28 Bom (mesotrófico) Sterza et. al., 2014; Borges 2014
Rio São Francisco (AL/SE) 4,45 Bom (mesotrófico) Projeto PVE 2013-2014
Guarapina (RJ) 4,87 Bom (mesotrófico) Moreira et. al,1990
Mundaú-Manguaba (AL) 5,31 Mesotrófico a eutrófico Cotovicz et. al.,2012
Baía de Guanabara (RJ) 6,50 Eutrófico Projeto PVE 2013-2014
Tabela 18 - Classificação do índice TRIX nos 5 setores da BG e nas diferentes épocas do
ano analisadas
Classificação
TRIX Setor 1 Setor 2 Setor 3 Setor 4 Setor 5
Anual 5,62 7,30 6,32 6,22 6,96
Inverno 5,70 7,32 6,23 6,50 7,11
Verão 5,46 7,27 6,37 5,88 6,71
69
5.6 DADOS PRETÉRITOS
Um levantamento feito a partir de dados pretéritos, obtidos pela FEEMA (atual
INEA), de maneira a representar um cenário anterior (1982 e 1991), demonstrou que o
processo de degradação vêm aumentando com o passar dos anos. Assim como nos dados
atuais, os dados pretéritos foram divididos em cinco setores, a partir da localização de cada
ponto de amostragem, para assim serem interpretados.
Os valores de %OD foram comparados somente entre os anos de 1982 e 2013/14,
devido a ausência de dados no ano de 1991. Os valores anuais em 2013-14 variaram entre
4,5% a 338% e em 1982 variou de 3% a 215% de oxigênio dissolvido. A figura 21 demonstra
que as menores variações anuais ocorrem no setor 1 enquanto as maiores foram nos setores 2
e 5.
Os valores anuais de fósforo inorgânico dissolvido (PID) em 2013/14 variou entre
0,02 e 20,79 µM, 0,00 e 11,29 µM em 1991 e 0,00 e 10,58 µM em 1982 (tabela 20). O nitrito
(N-NO2) em 2013/14 variou de 0,79 a 10,79 µg.L-1, 1982 0,00 a 4,36 e em 1991 foi em torno
de 0,57 à 1,47 µM (tabela 20). Já o nitrato (N-NO3) variou de 0,00 a 19,13 µM (2014), 0,71 a
5,71 µM (1991) e 0,43 a 13,29 µM (1982) (tabela 20). O amônio (N-NH4 ) em 2013/14 variou
0,05 a 130,12 µM, em 1991 de 0,71 a 85,71 µM e 0,36 a 109,14 µM em 1982 (tabela 20).
Altas concentrações de N-NH4 e fosfato foram observadas nos setores 2 e 5 (figura
20) nos três anos sugerindo a influência da descarga de efluentes vindos do continente. As
maiores taxas N-NH4 foram verificadas nos dados atuais (em todos os setores) quando
comparados com os dados pretéritos. O amônio foi o composto nitrogenado que mais
contribuiu para altos valores de nitrogênio inorgânico dissolvido (NID). As concentrações de
clo-a foram altas nos setores 2 e 5, sendo os maiores os valores dos anos de 1982 e 1991 no
setor 2 (figura 21-B) A Clo-a em 2013/14 variou de 0,00 a 537 µg.L-1, 7,8 a 150 µg.L-1 em
1991 e em 1982 e de 2,22 a 197,8 µg.L-1 em 1982 (tabela 20).
Devido a escassez de dados, somente para o ano de 1982 pode-se aplicar o índice
TRIX. A figura 21 demonstra que a baía vem sendo submetida a expressivas contribuições
antrópicas há décadas. Um quadro do grau de trofia, classificado como eutrófico, já era
presente nos setores 2 e 5.
70
Tabela 19 - Classificação do índice TRIX para o ano de 1982 (dados da FEEMA) nos 5
setores da BG no verão e no inverno
Classificação
TRIX (1982)Setor 1 Setor 2 Setor 3 Setor 4 Setor 5
Anual 5,14 7,22 5,34 5,20 6,68
Inverno 5,19 7,02 5,23 - 6,61
Verão 5,04 7,62 5,58 4,92 7,04** Apenas um dado de clorofila-a
71
.
Média
Média ± EP
Média ± 2*DP
19
82
19
91
20
13/1
4
19
82
19
91
20
13/1
4
19
82
20
13/1
4
19
82
19
91
20
13/1
4
19
82
19
91
20
13/1
4
S1 S2 S3 S4 S5
-100
-50
0
50
100
150
200
250
300
350
OD
%
Saturação do oxigênio dissolvido entre os anos e setores.
Média
Média ± EP
Média ± 2*DP
19
82
19
91
20
13
/14
19
82
19
91
20
13
/14
19
82
20
13
/14
19
82
19
91
20
13
/14
19
82
19
91
20
13
/14
S1 S2 S3 S4 S5
-50
0
50
100
150
200
Clo
ro -
a
290 310
-150 -101
Clorofila-a entre os anos e setores
.
Média
Média ± EP
Média ± 2*DP
19
82
19
91
20
13/1
4
19
82
19
91
20
13/1
4
19
82
20
13/1
4
19
82
19
91
20
13/1
4
19
82
19
91
20
13/1
4
S1 S2 S3 S4 S5
-6
-4
-2
0
2
4
6
8
10
12
14
P
O4 -P
( M
)
Fosfato entre os anos e setores .
Média
Média ± EP
Média ± 2*DP
1982
1991
2013
/14
1982
1991
2013
/14
1982
2013
/14
1982
1991
2013
/14
1982
1991
2013
/14
S1 S2 S3 S4 S5
-60
-40
-20
0
20
40
60
80
100
120
140
N
H4
-N(
M)
Amônio entre os anos e setores
Nitrito entre os anos e setores.
Média
Média ± EP
Média ± 2*DP
19
82
19
91
20
13/1
4
19
82
19
91
20
13/1
4
19
82
20
13/1
4
19
82
19
91
20
13/1
4
19
82
19
91
20
13/1
4
S1 S2 S3 S4 S5
-6
-4
-2
0
2
4
6
8
10
NO
2 -N
( M
)
.
Média
Média ± EP
Média ± 2*DP
19
82
19
91
20
13
/14
19
82
19
91
20
13
/14
19
82
20
13
/14
19
82
19
91
20
13
/14
19
82
19
91
20
13
/14
S1 S2 S3 S4 S5
-8
-6
-4
-2
0
2
4
6
8
10
12
14
16
NO
3 -N
( M
)
Nitrato entre os anos e setores
.
Média
Média ± EP
Média ± 2*DP
19
82
19
91
20
13/1
4
19
82
19
91
20
13/1
4
19
82
20
13/1
4
19
82
19
91
20
13/1
4
19
82
19
91
20
13/1
4
S1 S2 S3 S4 S5
-60
-40
-20
0
20
40
60
80
100
120
140
NID
(
M)
Nitrogênio inorgânico dissolvido entre os anos e setores .
Média
Média ± EP
Média ± 2*DP
19
82
19
91
20
13
/14
19
82
19
91
20
13
/14
19
82
20
13
/14
19
82
19
91
20
13
/14
19
82
19
91
20
13
/14
S1 S2 S3 S4 S5
-50
0
50
100
N/P
400
-300- 100
120
Razão nitrogênio e fósforo entre os anos e setores
A B
DC
E F
HG
Figura 21 - Gráficos tipo "box plot" com médias anuais, erro padrão (EP) e desvio padrão (DP) de dados
pretéritos de 1982, 1991 e 2013/14. Onde S1, S2, S3, S4 e S5 = setores 1, 2, 3,4 e 5 respectivamente. Linha
pontilhada simboliza a separação entre os setores.
72
Tabela 20 - Médias anuais dos dados de 1982, 1991 atuais (2013/14)
1982 N amostral Média Mínimo Máximo Desvio Padrão
Salinidade 86 27,62 9,90 33,82 5,50
P-PO4 (µM) 58 1,42 0,00 10,58 1,86
N-NH4 (µM) 64 20,32 0,36 109,14 28,08
N- NO3 (µM) 69 2,36 0,43 13,29 1,79
N-NO2 (µM) 78 0,59 0,00 4,36 0,73
NID 85 17,76 0,00 112,50 26,21
Clo-a (µg/L) 76 33,28 2,22 197,80 35,20
N:P 33 13,71 2,70 32,10 6,93
OD% 83 111,89 3,00 215,00 38,04
1991 N amostral Média Mínimo Máximo Desvio Padrão
Salinidade 43 25,89 16,60 32,50 4,64
P-PO4 (µM) 25 1,80 0,00 11,29 2,34
N-NH4 (µM) 14 17,26 0,71 85,71 23,51
N- NO3 (µM) 10 2,83 0,71 5,71 2,06
N-NO2 (µM) 3 0,90 0,57 1,43 0,46
NID 15 18,18 0,71 85,71 23,11
Clo-a (µg/L) 50 40,88 7,80 150,80 31,89
N:P 8 9,99 2,20 14,80 3,89
OD% 0
2013/2014 N amostral Média Mínimo Máximo Desvio Padrão
Salinidade 150 29,57 18,12 34,67 3,63
P-PO4 (µM) 150 2,47 0,02 20,79 2,73
N-NH4 (µM) 150 21,43 0,05 130,12 23,94
N- NO3 (µM) 150 3,18 0,00 19,13 3,97
N-NO2 (µM) 149 1,90 0,00 10,79 2,34
NID 150 26,51 0,35 139,59 25,67
Clo-a (µg/L) 148 65,96 0,00 537,20 88,82
N:P 150 29,82 0,33 888,52 97,77
OD% 147 125,35 4,50 338,00 61,33
Valores anuais dos anos de 1982, 1991 e 2013/14
73
6 DISCUSSÕES
6.1 A QUALIDADE DE ÁGUA DA BAÍA DE GUANABARA
O aumento da eutrofização nos ecossistemas costeiros se tornou uma questão
mundial e a Baía de Guanabara não está isenta. As análises utilizadas para avaliar a qualidade
da água da baía, a partir de parâmetros físico-químicos e nutrientes, serviram para confirmar
que o alto grau de poluição da baía ocorre há décadas (1982; 1991 e 2013/14). Entretanto,
quando se faz uma análise entre os anos, observam-se constantes florações fitoplactônicas nos
dados atuais que são confirmados por altas concentrações de clorofila-a nas amostras.
Do ponto de vista espacial, o gradiente norte-sul da baía é caracterizada pela sua
função estuarina, onde a parte mais próxima da desembocadura tem melhor qualidade de água
em função das trocas com o oceano (KJERFVE et al., 1997; 2001). Ao sudeste (setor 1)
encontram-se as enseadas de Jurujuba (sudeste) e Botafogo (sudoeste) que, apesar de estarem
próximas à desembocadura, sofrem forte pressão antrópica de descargas de efluentes. Na
enseada de Jurujuba está localizado o emissário de esgotos de Icaraí. Este permite que a carga
de esgoto não seja lançada na praia e passe a ser despejada no canal subaquático da Baía de
Guanabara (parte mais profunda da baía), beneficiando a população residente da orla. No
entanto, o emissário contribui diretamente para o aumento do grau de fertilização das águas
adjacentes do emissário, já que o input de nitrogênio, fósforo e clorofila-a neste local é alto
(MARQUES JUNIOR et al., 2006). Ao sudoeste, a enseada de Botafogo passou por
aterramentos desde o século XIX e há anos recebe descargas de esgotos que tornam as praias
da região inapropriadas para o banho (AMADOR, 1997; COSTA; CARREIRA, 2005). Nesse
gradiente norte-sul observa-se também a influência dos aportes dos rios poluídos (a maioria)
na montante da baía. Isso pode ser corroborado por valores estimados da fração de água doce
(tabela 7), onde os setores 4 (23,80%) e 5 (21,34%) têm maiores percentuais que os setores 3
(15,22%) 2 (15%) e 1 (7,5%). Por se tratar de uma baía estuarina (KNOPPERS et al., 2002),
as regiões com marcantes gradientes salinos são restritas a pequenas áreas perto das
desembocaduras dos rios e riachos na BG.
Já o gradiente leste-oeste é reflexo da ocupação humana no entorno da baía,
conforme outros estudos já apontados (RIBEIRO; KJERFVE, 2002; PARANHOS et al.,
1998; BVRIO, 2013; COTOVICZ et al., 2015) . Na região oeste cresceu a cidade do Rio de
74
Janeiro (6.320.446 hab. aprox. – IBGE, 2010) e, com ela, várias modificações na paisagem
foram realizadas, além do expressivo aumento das cargas de esgotos domésticos e efluentes
industriais sem um tratamento de esgoto efetivo. Segundo a BVRIO (2013), no ano de 2000 o
volume aproximado de esgoto produzido na região era de 22,4 m³/s e apenas 5,7 m³/s (25,4%)
eram coletados por redes de esgotos e efetivamente tratados. É justamente nessa região que a
capacidade de diluição dos dejetos foi reduzida em consequência aos vários aterramentos para
aumentar o espaço da cidade. Outros municípios da região apresentam um saneamento
inferior a 10% da população urbana, o que torna este quadro de poluição preocupante para os
rios dos municípios e para a BG, que recebe grande parte desses esgotos não tratados. Ao
nordeste está localizada a região da APA de Guapimirim (setor 4 neste estudo), criada a partir
do decreto 90.225/84 com cerca de 2.000 hectares de área. É considerada a região mais
conservada de toda a Baía de Guanabara, apresentando características ecológicas e biológicas
compatíveis com os manguezais isentos de intervenção humana (CARREIRA et al., 2001;
ICMBio-MMA, 2015). Estudos feitos por Carreira et al., (2001, 2002) a partir de marcadores
moleculares (coprostanol) em sedimentos superficiais, indicaram poluição por esgotos no
setor leste, oriundos dos municípios de Niterói e São Gonçalo. Embora a carga seja menor,
quando comparada ao setor oeste, a presença de esgoto já foi noticiada em diversos outros
trabalhos (MARQUES JUNIOR et al., 2006). Na enseada enclausurada de Jurujuba, o
incremento de coprostanol na superfície do sedimento, em função da expansão demográfica,
também contribuiu para a alteração da qualidade ambiental da área (SANTOS et al., 2002).
A Resolução do CONAMA Nº 357, de 17 de março de 2005, que dispõe sobre a
classificação dos corpos de água e diretrizes ambientais para o seu enquadramento (art 10,
parágrafo 1°, 2° e 3°), estabelece limites da taxa da demanda bioquímica de oxigênio (DBO) e
valores da concentração máxima de nitrogênio (N) e fósforo (P) em águas doces. Mas,
tratando-se de ambientes transicionais, como uma baía estuarina com ampla variação da
salinidade, informações dos limites de concentrações de nutrientes sequer existem. Segundo a
resolução, a salinidade da água é o parâmetro utilizado para a classificação dos corpos
hídricos em doces, salinos e salobros. Ela define águas doces com salinidade igual ou inferior
a 0,5%; águas salinas com salinidade igual ou superior a 30%; águas salobras com salinidade
entre 0,5% e 30%. A partir de medições da salinidade da água, médias sazonais por setores
(tabela 8) indicaram que a BG apresenta características com predomínio de águas salobras,
exceto o setor 1– classificada como salina. De acordo com a concentração dos nutrientes
75
(fósforo, nitrato, nitrito e amônio; tabela 11), a classificação, segundo o CONAMA 357/05,
variou entre classe salobra II e III. Para águas salobras, a resolução não contempla medições
das concentrações de clorofila-a. Porém, estudos confirmam que a BG se encontra
eutrofizada, com concentrações bem acima das propostas pela OECD (1982) e Vollenweider e
Kerekes (1982), onde as concentrações de clorofila-a são maiores que 20ug/L e maiores que
25ug/L, respectivamente.
Uma das principais consequências da eutrofização artificial, associadas à diminuição
da qualidade da água, é o aumento significativo da frequência e intensidade das florações de
organismos fitoplanctônicos como cianobactérias, diatomáceas, dinoflagelados,
euglenofíceas, entre outros (NIXON, 1995; BRICKER et al., 2003; SMITH et al., 2006;
VILLAC; TENEBAUM, 2010). Nesses ambientes, a produção primária depende
principalmente da disponibilidade de luz e nutrientes (fósforo e nitrogênio). A limitação por
fósforo (P) ou nitrogênio (N) pode ser avaliada através das razões entre a concentração destes
que, de acordo com a razão proposta por Redfield (1958), implicam numa limitação por P
quando a razão é acima de 16 e, uma limitação por nitrogênio, quando a razão fica abaixo de
16. No caso da BG, o nitrogênio foi o elemento limitador em grande parte do sistema, embora
no setor 5 a produção primária tenha sido limitada pelo fósforo, tanto no inverno como no
verão.
Segundo Howarth (2006), o controle do nitrogênio para águas costeiras é essencial
para diminuir a eutrofização, pois o nitrogênio é o elemento mais limitante em grande parte
dos ecossistemas costeiros marinhos. Já o fósforo (sob a forma de ortofosfato) assume um
papel relevante por se tratar da maneira em que as espécies vegetais aquáticas assimilam
(CHESTER, 1990). Ele é disponibilizado no ambiente estuarino através de fontes naturais
(intemperismo das rochas fosfáticas, excreta de animais, lixiviação no solo, entre outros) e
fonte de origem antrópica (efluentes domésticos, industriais ou agrícolas) (ESTEVES, 1998).
Além disso, o fósforo, em águas salinas, geralmente é mais abundante, devido o processo de
dessorção com a matéria orgânica ou metais (FROELICH, 1988; HOWARTH et al., 1988).
6.2 ESTADO TRÓFICO: ÍNDICE O’BOYLE E TRIX
A crescente preocupação com o controle da eutrofização em ecossistemas estuarinos
fez com que diversos modelos e índices fossem sugeridos, a fim de estabelecer classificações
76
de estado trófico e, assim, embasar a criação de diretrizes para o controle da eutrofização
(VOLLENWEIDER, 1968).
Os índices O’Boyle e TRIX constituem-se de metodologias de avaliação da
qualidade de corpos de água bastante práticas, que facilita a interpretação e divulgação de
dados obtidos, o que permite uma rápida avaliação comparativa do estado trófico da água. A
classificação anual dos setores com ambos os índices foi igual, onde o setor 1 foi classificado
como mesotrófico e os demais classificados em hiperotrófico. Tanto o O’Boyle como o TRIX
apontaram quen no geral, os setores 2 e 5 são os mais eutrofizados, com as maiores
classificações. No entanto, houve distinção na classificação entre os índices sazonalmente.
Enquanto o TRIX oscilou entre mesotrófico à eutrófico, o índice O’Boyle variou entre não
poluído e eutrófico.
De acordo com o O’Boyle, no inverno, o setor 1 foi classificado como não poluído e
os setores 2 e 3 como intermediários (tabela 14). Esta classificação divergiu da classificação
do índice TRIX. O índice O’Boyle baseia-se em medidas de pH e saturação de oxigênio
dissolvido (%) OD e considera que, quanto maiores forem as variações dos valores de pH e
%OD, mais eutrofizado está o sistema. O setor 2 apresentou grandes oscilações nas variáveis
contempladas no O’Boyle, porém esse fato pode ter sido mascarado devido a muitos valores
de pH abaixo de 7.8 serem eliminados. Com isso, no inverno foi observado menores médias
de pH (7.91) e %OD (72.49%). O setor 2 é marcado por uma alta descarga de matéria
orgânica, o que requer uma alta demanda de oxigênio por organismos heterotróficos. Este fato
leva uma diminuição do pH, em virtude da respiração e decomposição da matéria orgânica
com a liberação do CO2 na água. Com isso, variações no pH e %OD são frequentes
(RABALAIS et al., 2010). A heterotrofia e a elevada liberação de CO2 na água foram
confirmadas no setor 2, em estudos prévios, realizados por Cotovicz et al. (2015), a partir de
medições contínuas de pCO2 em sub superfície. Nos setores 1 e 2, os valores de %OD e
clorofila -a foram baixos (principalmente no inverno) e isso pode ser um indicativo de
processos de metabolismo heterotróficos predominantes nestes locais. Estudos
bacteriológicos, em sedimentos por Silva et al. (2008), indicaram que a região portuária (setor
2) apresenta processos metabólicos como fermentação, desnitrificação e redução do sulfato a
partir de processos respiratórios.
77
Sistemas estuarinos normalmente têm a taxa de respiração maior que a taxa de
produção primária, levando à predominância da heterotrofia (CAFFREY, 2004; GATTUSO et
al., 1998; CLOERN; FOSTER; KLECKNER, 2014). No entanto, na BG sugere-se para os
setores 3,4 e 5 um predomínio de processos metabólicos relacionados à produção primária na
superfície da água. Nestes setores, o %OD e a clorofila-a foram altos (figuras 20 D e H) e
trabalhos realizados por Guenter et al. (2008) e Cotovicz et al. (2015) propõem que águas
estuarinas com frequentes florações fitoplanctônicas e níveis baixos de pCO2 na superfície são
em sua maioria autotróficos. A autotrofia dos setores 3, 4 e 5 foi de fato corroborada por
Cotovicz et al. (2015), que corresponde a área que se comporta de forma mais intensiva como
um sumidouro de CO2 da BG. Os valores de supersaturação de OD deste estudo confirmaram
este fato.
6.3 LIMITES E DESAFIOS NA APLICABILIDADE DOS ÍNDICES
O fato de os índices fornecerem uma visão integrada, a partir da representação da
média de diversas variáveis em um único número, podem apresentar limitações por muitas
vezes não considerar dinâmicas que ocorrem em um ambiente estuarino (CETESB, 2015).
Para serem validados, ambos os índices precisam ser modificados a partir da utilização de um
conjunto de dados para, assim, descreverem com mais precisão o nível trófico da área
estudada (DEVLIN et al., 2007; PRIMPAS et al., 2011).
O índice O’Boyle possui variáveis (%OD e pH) que podem sofrer influências de uma
série de fatores, tais como estratificação na coluna d’água, variações diurnas, processo de
nitrificação e trocas gasosas na interface água-atmosfera, o que pode gerar grandes flutuações
no %OD e pH observados demonstrados pelo índice. Por isso, uma boa quantidade de dados
com expressiva representatividade espacial deve ser considerada para se obter um resultado
mais fidedigno ao ambiente. Para seu uso, limitações na escala do pH são sugeridas nos
cálculos a fim de reduzir a influência de águas fluviais, o que pode levar a um grande número
de amostras descartadas. No caso da BG, as amostras descartadas foram poucas, pois a fração
de água doce é pouco expressiva (tabela 7). Borges (2014), em seu estudo no delta do Rio
Paraíba do Sul, adaptou valores mínimos de pH com o intuito de manter o “n” amostral maior
para um melhor resultado, pois águas fluviais têm naturalmente o pH mais baixo que as águas
salinas e salobras e isso pode mascarar a classificação trófica pelo índice.
78
Por ser bastante atual, o índice apresenta uma deficiência na bibliografia de relatos
de sua aplicação em outros sistemas tropicais. Diante deste fato, O’Boyle et al. (2013) sugere
que o índice pode ser aprimorado com a obtenção de dados diurnos e noturnos medidos in
situ. Estudos feitos no estuário de Broadmeadow, em Dublin, na Irlanda (O’BOYLE et al.,
2013), demonstraram grandes influências da respiração sobre a fotossíntese no período
noturno. E este fato pode interferir na classificação do estado trófico do sistema. Além disso,
o aumento do aporte de matéria orgânica (alóctone e autóctone) em consequência das
alterações ambientais na BG gera um aumento na estocagem de carbono nos sedimentos
locais (WAGENER, 1995), podendo influenciar, diretamente, nas taxas de oxigênio
dissolvido saturado e pH, distorcendo os resultados do índice O’Boyle. Esta lacuna na
aplicação do índice pode ser solucionada a partir do uso de sondas multiparamétricas em
medições contínuas in situ.
Enquanto o O’Boyle considera duas variáveis e possui uma escala que varia de 0 a
100 dividida em quatro categorias, o índice TRIX considera quatro variáveis (%OD, PID,
NID e clorofila-a) e sua escala varia de 0 a 10 com uma categoria a mais de estado trófico. O
TRIX permite que haja o estabelecimento de uma equação personalizada do sistema em
questão para, assim, indicar as tendências espaciais e temporais da eutrofização. O índice
TRIX ganhou notoriedade a partir da sua utilização na gestão costeira italiana (PENNA et. al,
2004. E, apesar de necessitar de análises laboratoriais de PID E NID, ele foi aplicado em
vários estudos nos diversos ambientes. Isso pode ser explicado a partir da grande versatilidade
e capacidade de expressar as condições reais do ambiente (VOLLENWEIDER et al., 1998).
Embora o TRIX considere outros parâmetros na caracterização do estado trófico (NID, PID,
clorofila-a e %OD), Cotovicz et al. (2012) ressalta que, por contemplar indicadores de
pressão (nutrientes), estado (clorofila-a) e distúrbios no meio ambiente (desvio da saturação
de oxigênio), ele contribui para uma boa classificação do estado trófico, podendo ser aplicado
individualmente em cada ponto de coleta.
Um dos grandes desafios desses índices de estado trófico é o estabelecimento de
categorias que descrevam satisfatoriamente o grau de trofia do ambiente, sem gerar
conclusões dúbias. Sugere-se a inclusão de categorias como ultraoligotróficas e
hiperotróficas, a fim de atender aos corpos hídricos com condições tróficas extremas e a
modificação do termo “não poluído” do índice O’Boyle.
79
Além do estado trófico é importante considerar, em sistemas estuarinos como a BG,
com geometria irregular, que a vazão, juntamente com a fração, de água doce regula o tempo
de residência hídrica (WANG et al., 2004; DIAS et al., 2007). O tempo de residência da água
é uma variável física que, em estuários, pode auxiliar em estudos de qualidade de água por se
tratar de um indicador que sugere auto-limpeza de sistemas estuarinos (GOMEZ-GESTEIRA,
2003). O’Boyle et al. (2015) afirma que, embora o aumento da concentração de nutrientes no
estuários esteja relacionado a eutrofização, estes são diretamente afetados pela disponibilidade
de luz e tempo de residência das águas. E, a partir dessas informações, sugere-se um modelo
conceitual para determinar os fatores responsáveis pelo controle do aumento de biomassa
fitoplanctônica em um sistema estuarino.
A ocupação populacional do entorno, bem como a falta de estrutura de coleta,
tratamento e disposição final dos esgotos domésticos, resultam no lançamento de efluentes
nos corpos d’água, afetando a qualidade de água e dos sedimentos com reflexo na saúde dos
seres vivos. O acoplamento de índices de estado trófico com índices que contemplam
indicadores de qualidade sanitária da água, tais como coliformes fecais (COSTA;
CARREIRA, 2005; SILVA et al., 2008), coprostanol e outros marcadores moleculares,
(CARREIRA et al., 2001, 2002, 2004; SANTOS et al., 2002) são importantes parâmetros que
podem ser utilizados para atestar a qualidade da água junto ao estado trófico estabelecido
pelos índices desses sistemas estuarinos.
80
7 CONCLUSÃO
A proposta de se dividir o espelho d’água da Baía de Guanabara em cinco setores
confirmou a heterogeneidade trófica espacial do sistema e ressaltou a grande complexidade
que uma baía estuarina degradada há décadas pode apresentar. Os setores mais próximos às
áreas urbanizadas (oeste, noroeste e leste) tendem a ser mais susceptíveis às pressões do
processo de eutrofização, devido ao desenvolvimento urbano, econômico e industrial no
entorno da BG ao longo de anos.
É nesse contexto, em que a heterogeneidade espacial exerce forte influência, que o
sistema de medições contínuas in situ contribuiu para uma melhor resolução espacial para se
estabelecer uma estimativa bastante precisa da qualidade da água do sistema. Um sistema de
medições contínuas produz uma grande quantidade de dados que podem ser obtidas em
apenas uma única campanha, em uma escala de tempo significativamente reduzida. Além da
heterogeneidade espacial, o sistema apresentou características sazonais distintas. As
concentrações de nutrientes e clorofila-a variaram expressivamente de acordo com a
sazonalidade. As análises da composição química da água, a maior parte da Baía de
Guanabara, apresentam condições de poluição com níveis de oxigênio, fósforo e nitrogênio,
que não lhe confere condições de balneabilidade.
O estado trófico, em ambos os índices aplicados neste trabalho, na água superficial
da Baía de Guanabara foi classificado como eutrofizado, sendo o setor 1 classificado como
mesotrófico ou potencialmente eutrófico. Já em específico, os índices em cada setor no
aspecto sazonal apresentaram classificações divergentes e por vezes contraditórias. Sistemas
estuarinos apresentam coluna d’água estratificada e podem apresentar condições de
heterotrofia nas camadas mais profundas. De acordo com os resultados do índice O’Boyle,
esse índice apresentou certas limitações temporais, não sendo recomendada a aplicação
sazonalmente ou por setor/ponto. Em contrapartida, devido ao índice considerar dois
parâmetros mensuráveis a partir de sondas multiparamétricas, isso lhe confere uma grande
praticidade e versatilidade em sua aplicação. O índice TRIX, por sua vez, aborda variáveis,
tais como nitrogênio, fósforo, clorofila-a e saturação do oxigênio dissolvido. O TRIX
respondeu satisfatoriamente na classificação geral do sistema, como também sazonalmente.
Sendo assim, o TRIX pode ser considerado eficiente e robusto no monitoramento ambiental.
81
A abordagem de ambos os índices foi considerada satisfatória e complementar.
Enquanto um apresenta grande rapidez na obtenção de dados e classificação geral, o outro
implica qualidade e consistência na mensuração do estado trófico. No entanto, o índice
O’Boyle necessita de testes devido às variáveis contempladas variarem durante o dia,
principalmente em ambientes com fortes pressões antropogênicas. Nesse contexto, medições
de varredura contínuas podem também ser utilizadas para gerar uma estimativa bastante
precisa do estado trófico do corpo d’água, permitindo assim identificar heterogeneidades
hidrográficas em curta escala de tempo. Na situação presente, o índice TRIX é considerado o
índice mais propício que o O’Boyle, pois este último ainda necessita de adaptação.
A ideia de abordar diversos ambientes brasileiros deve-se ao fato de ressaltar a
importância de “tropicalizar” tais índices que, em sua maioria, possuem apenas referências de
ambientes temperados. São vários os ecossistemas brasileiros que não possuem a prática de
um monitoramento ambiental constante, além de estudos em longo prazo, e esse fato ainda é
visto com pouca atenção por tomadores de decisões. Na Baía de Guanabara não é diferente.
Iniciativas, como o Programa de Despoluição da Baía de Guanabara (PDBG), que visou
estabelecer o monitoramento ambiental após uma série de frustrações em relação às metas
estabelecidas, não foram adiante. Assim como projetos de despoluição mais eficazes, bem
como uma legislação ambiental que aborde políticas específicas de avaliação, monitoramento,
combate e prevenção do processo de eutrofização, se tornam necessárias.
A forte pressão do crescimento populacional e o consequente aumento da descarga
de esgoto, como principal fonte de poluição da Baía de Guanabara, nos leva a atentar para a
grande problemática de que a eutrofização atualmente é considerada uma das maiores
ameaças aos ecossistemas brasileiros.
O processo de despoluição da Baía de Guanabara requer esforços e resiliência tanto
por parte do governo como da sociedade. Além disso, requer um monitoramento ambiental
estruturado (com ferramentas que avaliam notoriamente o estado do ambiente) que
proporcione resultados embasados para a gestão, a pesquisa e para a educação, passando a ser
um legado para as próximas gerações.
82
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9 ANEXOS
Tabela 21 - Dados anuais dos parâmetros físico-químicos mensurados na BG.
Média±Desvio Padrão (DP); Mediana=M; Máximo e Mínimo = (Máx – Mín) e n
amostral = N
Paramêtro Setor 1 Setor 2 Setor 3 Setor 4 Setor 5
23.8 ± 1.7 25.5 ± 2.2 25.4 ± 2.1 26.8 ± 2.6 26.7 ± 2.2
(29.3 – 21.0) (32.4 – 22.1) (31.5 – 22.1) (32.3 – 22.0) (33.9 – 22.6)
N = 1918 N = 1047 N = 2035 N = 1594 N = 2397
32.2 ± 2.1 30.3 ± 2.4 29.8 ± 3.0 27.0 ± 4.3 27.2 ± 3.5
(34.9 – 25.4) (33.7 – 17.7) (33.8 – 15.1) (33.2 – 14.6) (32.9 – 16.6)
N = 1918 N = 1047 N = 2035 N = 1594 N = 2397
103 ± 29 97 ± 59 138 ± 51 142 ± 62 160 ± 69
(221 – 48) (263 – 2) (56 - 357) (361 – 30) (370 – 46)
N = 1918 N = 1047 N = 2035 N = 1594 N = 2397
8.20 ± 0.16 8.15 ± 0.32 8.35 ± 0.23 8.34 ± 0.29 8.44 ± 0.31
(8.71 – 7.90) (8.96 – 7.33) (8.96 – 7.88) (9.01 - 7.39) (9.23 – 7.51)
N = 1581 N = 910 N = 1790 N = 1490 N = 2225
18,6 ± 22,8 46,2 ± 51,4 76,32 ± 109,3 64.51 ± 53,05 107,7 ± 104,04
M 13,02 M 25,37 M 34,43 M 29,56 M 72,41
(0,0 - 128,0) (3,3 - 212,9) (7,12 - 537,2) (0 - 288,8) (7,04 - 461,9)
N= 35 N= 33 N= 33 N= 33 N= 47
Temp. (°C)
Chl- α
(μg.L-1)
pH (NBS)
OD (%)
Sal.
100
Tabela 22 - Nutrientes dissolvidos mensurados na BG. Média±Desvio Padrão (DP);
Mediana=M; Máximo e Mínimo = (Máx – Mín) e n amostral = N
Paramêtro Setor 1 Setor 2 Setor 3 Setor 4 Setor 5
20,21± 11,44 30,89 ± 21,74 32,50 ± 10,02 44,60 ± 20,57 32,28 ± 23,71
M 15,78 M 27,9 M 27,04 M 37,95 M 30,79
(3,37 - 47,72) (1,98 - 88,47) (14,21 - 81,54) (1,03 - 85,68) ( 0,25 - 94,90)
N= 37 N= 33 N= 33 N= 33 N= 47
2,16 ± 1,42 0,95 ± 1,29 13,4 ± 27,93 59,42 ± 137,76 9 ± 27,42
M 1,71 M 0,65 M 2,16 M 9,04 M 1,13
( 0,70 - 5,97) ( 0,04 - 7,56) ( 0,67 - 153,78) (1,07 - 571,93) (0,01 - 164,63)
N= 37 N= 33 N= 33 N= 33 N= 47
1,11 ± 0,60 5,28 ± 3,88 1,51 ± 1,07 1,10 ± 0,79 2,23 ± 2,17
M 1,01 M 4,24 M 1,41 M 0,91 M 1,52
(0,11- 2,44) (0,17 - 20,79) (0,17 - 1,10) (0,03 - 2,96) (0,02 - 8,72)
N= 37 N= 33 N= 33 N= 33 N= 47
3,50 ± 3,30 3,72 ± 4,93 4,12 ± 5,27 2,14 ± 3,29 1,92 ± 2,08
M 3,5 M 2,02 M 1,87 M 0,37 M 1,41
(0,13 - 12,50) (0,0 - 18.63) (0,16 - 19,12) (0,0 - 14,74) (0,04 - 9,20)
N= 34 N= 33 N= 32 N= 33 N= 47
1,60 ± 1,92 0,10 ± 2,89 1,81± 2,58 1,46 ± 2,74 1,71 ± 1,98
M 0,96 M 1,46 M 0,8 M 0,13 M 0,88
(0,05 - 7,30) (0,10 - 10,67) (0,00 - 10,79) (0,03 - 9,37) (0,03 - 7,08)
N= 36 N= 33 N= 33 N= 33 N= 47
8.15 ± 6,26 44,9 ± 25,2 9,10 ± 9,48 4,96 ± 6,92 26,82 ± 27,67
M 7,34 M 39 M 8,31 M 1,82 M 17,26
(0.09 - 22,50) (0,15 - 94,73) (0,04 - 37,95) (0,04 - 29,29) (0,13 - 130,12)
N=37 N= 33 N= 33 N= 33 N= 47
13,21 ± 9,16 47,31 ± 26,28 14,89 ± 14,74 8,50 ± 10,62 30,51 ± 29,07
M 11,06 M 49,8 M 12,84 M 3,53 M 21,49
(0,622 - 31,80) (2,08 - 100,87) (0,47 - 57,89) (0,14 - 44,59) ( 0,35 - 139,59)
N= 37 N= 33 N= 33 N= 33 N = 47
12,6 ± 7,61 10,01 ±4,64 22,4±43,16 10,20±15,82 62,5±167,20
M 9,96 M 9,17 M 6,57 M 4,31 M 11,15
(4,09 - 34,15) (2,23- 24,59) (0,33-192,09) (0,28-71,80) (0,40-888,22)
N= 37 N= 33 N= 33 N= 33 N= 47
NO2 (µM)
NO3 (µM)
SID/NID
(µM)
SiO2 (µM)
N/P (µM)
PO4 (µM)
NID (µM)
NH4 (µM)
