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UNIVERSIDADE ESTADUAL DE MARINGÁ

MANEJO DA QUALIDADE DE ÁGUA EM

PISCICULTURA

AUTORES

RICARDO PEREIRA RIBEIRO

ERICO SENGIK

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CONTEUDO

INTRODUÇÃO

2. DENSIDADE REAL DO SOLO E DENSIDADE DE PARTICULAS

3. DENSIDADE APARENTE OU DENSIDADE DE VOLUME

A. MÉTODO DO ANEL VOLUMÉTRICO (CILINDRO VOLUMÉTRICO-50cm3) B. MÉTODO DO BALÃO VOLUMÉTRICO

C. MÉTODO DO TORRÃO D. ESCAVAÇÃO

4. POROSIDADE, OU ESPAÇO INTERSTICIAL DO SOLO

5. TEXTURA E CLASSE TEXTURAL

5.1. DETERMINAÇÃO

5.1.1 TEXTURA

5.1.2. CLASSE TEXTURAL

6. COR DO SOLO

7. CORRELAÇÕES DA COR

a) UMIDADE b) TOPOGRAFIA

c) MATÉRIA ORGÂNICA

d) TEXTURA e) IDADE f) PLANTAS g) PEIXES

8. ESTRUTURA DO SOLO

8.1. TAMANHO 8.2. GRAU DE ESTRUTURA

a) SEM ESTRUTURA b) COM ESTRUTURA

8.3. MÉTODOS DE DETERMINAÇÃO a) MÉTODOS DIRETOS b) MÉTODOS INDIRETOS

9. COLETA DE SOLOS EM VIVEIROS DE PISCICULTURA

10. CALAGEM E ADUBAÇÃO DOS VIVEIROS

10.1. OS EFEITOS DA CALAGEM NOS VIVEIROS

10.2. A CALAGEM DO SOLO

10.3. OS CALCÁRIOS A SEREM UTILIZADOS E SUA AÇÃO

10.4. CALAGEM DE LIMPEZA DOS VIVEIROS COM CAL

10.5. CALAGEM DA ÁGUA DO VIVEIRO

10.6. A ADUBAÇÃO DA ÁGUA DO VIVEIRO

11. AMBIENTE E ÁGUA PARA A PISCICULTURA

11.1. TEMPERATURA

11.2. TRANSPARÊNCIA DA ÁGUA

11.3. OXIGÊNIO DISSOLVIDO

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11.4. POTENCIAL HIDROGENIÔNICO (PH)

11.5. GÁS CARBÔNICO

11.6. ALCALINIDADE 11.7. DUREZA DA ÁGUA

11.8. CONDUTIVIDADE ELÉTRICA

11.9. FÓSFORO 11.10. ENXOFRE 11.11. NITROGÊNIO

12. EFEITOS DA AMÔNIA, DO NITRATO E DO NITRITO, EM PEIXES

12.1. A TRANSFORMAÇÃO DO NITROGÊNIO EM TANQUES DE

PISCICULTURA 12.1.1. NITRIFICAÇÃO

12.1.2. DESNITRIFICAÇÃO

12.1.3. AMONIFICAÇÃO 12.2. PROCESSOS BIOQUÍMICOS ENVOLVIDOS COM OS COMPOSTOS

NITROGENADOS EM PEIXES 12.2.1. RESPIRAÇÃO 12.2.1.1. AS TROCAS GASOSAS

12.3. O SISTEMA CIRCULATÓRIO

12.3.1. TRANSPORTE DE GASES NO SANGUE

12.4. QUÍMICA DA RESPIRAÇÃO

12.5. DIGESTÃO E EXCREÇÃO DE NITROGÊNIO EM PEIXES

12.6. O DESTINO DA AMÔNIA/AMÔNIO APÓS A EXCREÇÃO PELOS

PEIXES 12.7. O EFEITO DA AMÔNIA EM PEIXES

12.8. A TOXIDEZ DE NITRITO EM PEIXES 12.9. OS EFEITOS DO NITRATO EM PEIXES

13. AJUSTE DA QUALIDADE DE ÁGUA, DE ACORDO COM AS NECESSIDADES

DOS PEIXES

13.1. AMÔNIA

13.2. NITRITO

13.3. CONCLUSÃO

14. O FÓSFORO NO MEIO AQUATICO

14.1. FORMAS DO FÓSFORO NO AMBIENTE AQUÁTICO 14.2. FONTES DE FÓSFORO

14.3. CICLOS DO FÓSFORO

14.4. ADUBAÇÃO FOSFATADA EM TANQUES DE PISCICULTURA

15. EUTROFIZAÇÃO DO AMBIENTE AQUÁTICO

16. TRATAMENTOS DE VIVEIROS

17. EFLUENTES

18. CONSIDERAÇÕES FINAIS

REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS

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LISTA DE TABELAS

TABELA 1. Características dos solos, taxas de limitações e fatores restritivos para construção

de viveiros para tilapicultura.

TABELA 2. Composição dos principais adubos orgânicos.

TABELA 3. Composição dos principais adubos químicos.

TABELA 4. Simulação do número de dias necessários para que a concentração de O2

dissolvido decline 2,0 mg/1 em tanques com quantidades variáveis de radiação solar e

visibilidade de Secchi (BOYD, 1982).

TABELA 5. Solubilidade em água pura de oxigênio do ar saturado a 760 mm de pressão a

uma temperatura.

TABELA 6. Porcentagem de amônia não-ionizada, em água doce, a diferentes valores de pH

e temperatura

TABELA 7. Taxas (mol-N/kg/h) e Porcentagens Relativas de excreção de nitrogênio como

Amônia-N e Uréia-N pelas Brânquias e pelos Rins (Adaptado de Evans, 1994).

TABELA 8. Efeitos tóxicos da Amônia para diferentes espécies de peixes.

TABELA 9. Concentrações letais de nitrito (mg/l) com 50 % de mortalidade (LC50 96 horas)

para algumas espécies de cultivo � Adaptado de Lewis e Morris (1986) citdados por Arana

(1997).

TABELA 10. O efeito do nitrito em diferentes espécies de peixes

TABELA 11. Percentagem das espécies iônicas de fosfato presente em solução, em

diferentes valores de pH.

TABELA 12. Concentração de fósforo total em relação ao estado trófico de lagos.

TABELA 13. Composição química, forma, solubilidade e potencial acidificante dos principais

fertilizantes inorgânicos na adubação de tanques e viveiros.

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LISTA DE FIGURAS

FIGURA 1. Esquema de estratificação térmica de um ambiente aquático.

FIGURA 2. Exemplificação da distribuição dos gases e sais na estratificação térmica

FIGURA 3. Disco de Secchi

FIGURA 4. Mudanças diárias nas concentrações de oxigênio dissolvido na superfície da água

(0,0 a 0,5 m) de tanques com �blooms� de plâncton, leve, moderado e forte.

FIGURA 5. Concentrações de oxigênio dissolvido em diferentes profundidades em tanques

com �blooms� de plâncton, leve, moderado e forte .

FIGURA 6. Concentração de oxigênio dissolvido á tarde e de manhã em um tanque de peixes

com um problema crônico com relação a este gás. As setas indicam o efeito do uso

emergencial de aeração.

FIGURA 7. Exemplo ilustrativo do comportamento do pH e das de O2 e CO2 livre , para um

ciclo diário de 24 horas em um ambiente aquático.

FIGURA 8. O ciclo do fósforo em um tanque de peixes.

FIGURA 9. Resumo esquemático do ciclo do nitrogênio.

FIGURA 10. O ciclo do Nitrogênio, adaptado de Barnabé, 1990.

FIGURA 11. Representação esquemática dos processos que ocorrem quando o CO2 passa

dos tecidos para os eritrócitos. O grupo imidazol da histidina é mostrado como a porção

reativa da molécula de hemoglobina (Smith et al. 1980).

FIGURA 12. Apresentação esquemática do catabolismo de aminoácidos e excreção de

nitrogênio.

FIGURA 13. Resumo do metabolismo de aminoácidos em peixes segundo Walton, 1985.

FIGURA 14. Ação da enzima glutamato desidrogenase.

FIGURA 15. Diagrama esquemático do movimento da amônia através das membranas

branquiais (Adaptado de Tucker e Robinson, 1990).

FIGURA 16. Relação entre a taxa ambiental de cloro:nitrito e a quantidade de

metaemoglobina (em porcentagem da hemoglobina total) formada no sangue de Ictalurus

punctatus.

FIGURA 17. Principais fontes de nutrientes e conseqüências do processo de eutrofização

artificial.

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INTRODUÇÃO

A piscicultura vem nos últimos anos tornando-se uma atividade produtiva importante.

Segundo relatório recentemente publicado pela FAO (2008) a aqüicultura depois de quatro

décadas de crescimento contínuo, esta atingindo um marco histórico, pela primeira vez é

responsável por produzir metade do pescado consumido pela população mundial. Esse fato

deve-se a vitalidade do setor e também crescimento econômico mundial e pelos avanços na

elaboração e no comércio de produtos pesqueiros.

O sucesso em empreendimentos, principalmente na aqüicultura semi-intensiva, esta

relacionado às condições ambientais e deve levar em conta fundamentos como, a qualidade de

água e do solo onde o projeto será desenvolvido.

O solo influência diretamente na composição Da água contida nele, fornecendo

nutrientes ou mesmo mantendo a água. A determinação da densidade do solo, por exemplo,

permite avaliar propriedades como a capacidade de drenagem, a condutividade hidráulica,

permeabilidade ao ar e a água, a capacidade de saturação de água, fornecendo informações

sobre o manejo do solo e do viveiro, e até possibilitando a utilização de solos com densidades

inadequadas na construção de viveiros pela utilização artifícios para reduzir o valor da

densidade do solo pelo uso de resíduos orgânicos e o bom manejo do solo. Em piscicultura

solos densos são indicados devido a menor permeabilidade dos mesmos a água.

As características da água e do solo nos viveiros influenciam na sobrevivência,

crescimento, produção, reprodução e manejo de peixes. Estos fatores interagem uns com os

outros e são importantes em um sistema de piscicultura, a interação pode ser complexa e

causar mortalidades em uma situação e em outra ser inofensiva.

A seguir citamos alguns conceitos importantes que devem ser avaliados antes da

construção dos viveiros, e também sugerimos alguns métodos de determinação que podem ser

realizados por leigos de forma confiável e simples e que são de baixo custo.

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2. DENSIDADE REAL DO SOLO E DENSIDADE DE PARTICULAS

Densidade real é a relação existente entre a massa de uma amostra de solo e o volume

ocupado pelas suas partículas sólidas. E em viveiros de piscicultura os valores da densidade é

um indicativo da textura do solo, e irá refletir nos cuidados para realizar o manejo dos peixes,

ou mesmo na construção dos viveiros, ou ainda nos teores de nutrientes da água.

A densidade real dos solos é dependente da sua composição e pode variar, dependendo

da quantidade de minerais presentes, tais como o quartzo, feldspatos e os silicatos de alumínio

coloidais. Dependendo da quantidade de um ou outro desses minerais.

Para a determinação da densidade real é necessário obter-se o valor da massa da

amostra e depois o volume dos sólidos presentes. A massa dos sólidos pode ser obtida por

simples pesagens em balanças, já para o volume deve-se utilizar um método de diluição da

amostra de solo em volume conhecido de álcool em um balão volumétrico.

Procedimento para a determinação do volume da amostra:

Tomar 20g de solo e expor a amostra a temperaturas elevadas para que toda a água evapore;

Passar a amostra de terra seca para um balão volumétrico de 50ml, utilizando um funil;

Medir 50 ml de álcool, em uma bureta de 50 ml;

Adicionar cerca de 20ml de álcool, suficiente para cobrir a amostra;

Agitar para que o álcool penetre na amostra, expulsando o ar;

Deixar em repouso por 15 minutos;

Agitar novamente e completar o volume do balão volumétrico com álcool.

Cálculo da Densidade.

Dr = m/ (Vb-Vg)

m = massa da amostra;

Vb = volume do balão volumétrico;

Vg = volume de álcool gasto para completar o balão volumétrico.

3. DENSIDADE APARENTE OU DENSIDADE DE VOLUME

A densidade aparente pode ser definida como a relação entre a massa de uma amostra

de solo seca a 110oC e a soma dos volumes ocupados pelas partículas e poros.

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Da = m/v

m = massa do solo

v = volume (poros+terra)

A densidade aparente, em geral, aumenta com a profundidade do perfil devido às

pressões exercidas pelas camadas superiores provocando a compactação e reduzindo a

porosidade. A movimentação de material fino dos horizontes superiores (eluviação) também

contribui para a redução dos espaços porosos aumentando a densidade aparente dessas

camadas.

Em solos orgânicos, a densidade do solo é inferior à unidade, achando-se valores entre

0,60 a 0,80 dag kg-1 (g/cm3). Nos solos minerais os valores de densidade aparente variam de

1,10 a 1,60 dag kg-1, e pode ser calculada pela fórmula:

Da = Dr (1-Pt)

Onde

Dr é a densidade

Pt, a porosidade total.

Os métodos de determinação fundamentam-se na obtenção de dois dados principais: a

massa e o volume. A massa é obtida pesando-se a FSE. Para a obtenção do volume criaram-se

as diferentes técnicas que originaram os vários métodos de determinação da densidade

aparente dos solos.

A. MÉTODO DO ANEL VOLUMÉTRICO (CILINDRO VOLUMÉTRICO-50cm3)

Fundamenta-se no uso de um anel de bordas cortantes com capacidade interna

conhecida. Crava-se o anel na parede do perfil ou no próprio solo, por pancadas ou pressão.

Removendo-se a seguir o excesso de terra, com o auxílio de uma faca, até igualar as bordas do

anel. O solo obtido é transferido para um recipiente e levado a secar em uma estufa para

obtenção da sua massa.

B. MÉTODO DO BALÃO VOLUMÉTRICO:

Consiste em se encher um balão volumétrico com TFSA. O método apresenta como

falhas o uso de terra fina, as quais perderam, pelo esboroamento e peneiragens, suas estruturas

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naturais. Em solo melhores estruturados os volumes obtidos são bem diferentes dos obtidos

com estrutura natural.

C. MÉTODO DO TORRÃO:

Aplica-se em situações onde não é possível introduzir o anel volumétrico no solo. O

método consiste na impermeabilização de um torrão de 3 a 5 cm de diâmetro, mergulhando-o

em parafina derretida. Após esfriar e a parafina endurecer deve-se mergulhá-lo em água ou

outro líquido, a fim de se determinar seus volumes, sendo que o volume de água deslocada

corresponde ao volume do torrão.

E. ESCAVAÇÃO:

Consiste em se cavar no solo um buraco de paredes lisas, coletando-se

cuidadosamente a terra escavada que deverá ser seca e pesada para a determinação da massa

de terra. O volume do buraco escavado será obtido medindo-se o volume de areia necessário

para enchê-lo.

4. POROSIDADE, OU ESPAÇO INTERSTICIAL DO SOLO

O arranjo ou a geometria das partículas do solo determinam a quantidade e a natureza

dos poros do solo. A porosidade depende principalmente da textura, da estrutura e da matéria

orgânica presente nos solos.

A porosidade pode ser definida como sendo o volume de vazios ou o espaço do solo

não ocupado pelos componentes sólidos. Os solos que tem menor porosidade são os arenosos

enquanto que nos argilosos, o maior teor de argila coloidal contribui para formar agregados.

Na prática não se encontram solos arenosos com porosidade superior a 30% e nem argilosos

com porosidade superior a 60%. Solo com porosidade entre 60-80% ocorre somente em solos

ricos em matéria orgânica. Na aqüicultura aconselha-se evitar ou reduzir ao máximo a

porosidade do solo, reduzindo a infiltração de água.

Há duas categorias de porosidade:

a) porosidade capilar denominada de microporosidade .

b) porosidade não capilar, denominada de macroporosidade.

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A macroporosidade é também chamada de porosidade de aeração, porque é a

porosidade encontrada vazia, após ter ocorrido à percolação da maior parte da água

gravitacional, é o momento em que o ar passa a ocupar os poros não capilares.

Método indireto (fórmula) de determinação:

% P = (Dr-Da) 100/Dr

Onde:

%P - porcentagem de porosidade

Dr � densidade real

Da � densidade aparente

5. TEXTURA E CLASSE TEXTURAL

A textura do solo pode ser definida como sendo a proporção relativa dos diferentes

grupos de partículas minerais primárias que compõem o solo: são elas a areia (com diâmetro

de 2,0 a 0,05mm), o silte ou limo (0,05 - 0,002mm) e a argila (< 0,002mm).

A textura é considerada uma propriedade básica do solo porque ela não está sujeita a

mudança rápida. Um solo rico em areia permanece arenoso e outro rico em argila irá

permanecer argiloso.

Conhecendo a textura do solo podemos classificá-lo em classes texturais. Quando se

fala em % de areia, % de silte e % de argila temos a textura, mas quando se afirma que um

solo é argiloso ou arenoso estamos nos referindo a sua classe textural. Com a textura pode-se

formar um diagnóstico geral da propriedade quanto à resistência à erosão, fertilidade, e quanto

a problemas relacionados ao manejo em viveiros em piscicultura.

Em piscicultura os solos arenosos apresentam elevada infiltração de água e dificuldade

de compactação, comprometendo os taludes que são erodidos facilmente. Os solos mistos

tendendo para pra argilosos são os mais indicados para construção de viveiros de piscicultura,

uma vez que solos argilosos tendem a ter uma grande quantidade de material em suspensão

(partículas de solo) o que podem aderir aos filamentos das brânquias comprometendo a

capacidade de trocas gasosas com o meio.

5.1. DETERMINAÇÃO:

5.1.1. TEXTURA:

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Colocar uma pequena porção de terra fina (TFSA) na palma da mão e em pequena

quantidade, adicionar água até se obter uma pasta homogênea. A amostra precisa ser bastante

amassada para evitar erros, especialmente no caso de solos com argilas floculadas que se

apresentam como pseudo-areias e, também, para argilas sódicas.

Avaliar as porcentagens de argila, silte e areia em função da sensação obtida quando

se esfrega uma parte da massa do solo entre o POLEGAR e o INDICADOR; a argila produz a

sensação de PLASTICIDADE e PEGAJOSIDADE, o silte de SEDOSIDADE e a areia de

ATRITO (ASPEREZA).

A precisão dessa determinação depende da prática do operador e, para isso, é

necessário aferir o tato, através de treinamento com amostras analisadas que se usa como

padrões permanentes para comparação.

5.1.2. CLASSE TEXTURAL:

A classe textural do solo pode ser determinada usando a massa de solo umedecido,

fazendo um macarrão da grossura de um lápis. O solo será classificado como arenoso quando

não se consegue fazer o macarrão. Feito o macarrão tenta-se fazer o número oito, se fizer a

terra será argilosa, do contrário será mista.

6. COR DO SOLO

Cor é a impressão que a luz refletida produz no órgão da visão. A cor de um solo pode

variar com o tipo de luz que o ilumina, sendo necessária uma boa iluminação assim como

observar o ângulo de incidência dos raios solares. Devendo-se observar a cor sempre com as

mesmas condições de iluminação.

A coloração do solo sempre foi uma das maneiras mais primitivas de identificá-los.

Filósofos gregos e romanos, antes de cristo, classificavam os solos pela coloração. Como a

cor é conseqüência do material de origem do solo, dos seus componentes e das condições

climáticas predominantes, procura-se associar cor as características como a fertilidade e

produtividade.

A cor do solo é um importante elemento no reconhecimento e na descrição dos

diferentes grupos genéticos de solos, o que pode ser evidenciado pelo nome de solos como:

Latossolo Vermelho Escuro, Argissolo Vermelho Amarelo, Latossolo Roxo, etc.

7. CORRELAÇÕES DA COR:

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a) UMIDADE: as tonalidades cinzentas, esverdeadas e azuladas, típicas de várzeas, estão

correlacionadas à deficiência de oxigênio. Em função disso os óxidos de ferro podem ter as

seguintes colorações:

FeO: óxido ferroso, cinzento

Fe3O3: óxido férrico (hematita), vermelho

Fe2O3. 3H2O: óxido férrico hidratado (limonita), amarelo

b) TOPOGRAFIA: em uma toposeqüência pode-se ter um solo vermelho no espigão, mais

seco; vermelho-amarelo na meia encosta; amarelado, com mosqueado, próximo da baixada;

pardo ou até negro, na baixada mais úmida.

c) MATÉRIA ORGÂNICA: a matéria orgânica tende a tornar um solo mais escuro quando

comparado com outro sob o mesmo clima.

d) TEXTURA: solos ricos em colóides minerais, de textura argilosa, com elevada superfície

específica, são mais coloridos que os arenosos. Os solos arenosos são mais susceptíveis ao

escurecimento pela matéria orgânica.

e) IDADE: nos solos jovens a cor é muito influenciada pelo material de origem enquanto que

nos solos maduros, a grande influência do clima faz com que a cor se relacione com as

condições de temperatura e umidade.

f) PLANTAS: através da cor do solo pode-se ter uma idéia de sua aeração e drenagem,

permitindo concluir sobre a permeabilidade, estrutura, porosidade e temperatura do solo,

características que influenciam a produtividade vegetal.

g) PEIXES: solos de cor clara, muito arenosos, ou escurecidos pelo alto teor de matéria

orgânica podem dificultar a construção e manejo de viveiros. Solos muito argilosos dificultam

o manejo dos peixes devido a argila que poderá ficar em suspensão.

8. ESTRUTURA DO SOLO

O termo estrutura se refere ao agrupamento ou arranjo das partículas do solo. A

estrutura de um solo é o resultado da agregação das suas partículas primárias (areia, silte e

argila), pela ação de agentes cimentantes como a matéria orgânica, a argila e aos sesquióxidos

de ferro e alumínio. A presença de cátions e o manejo do solo também influenciam no

processo de estruturação. Esses arranjos podem ser encontrados na forma de macroestruturas

reconhecíveis a olho nu, ou microestruturas, com dimensões inferiores a 1 mm, as quais só

podem ser identificadas por processos ópticos.

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Há evidências de que as condições e características do solo, como a infiltração e

movimentação de água, transferência de calor, aeração, densidade aparente e porosidade, são

influenciadas pela estrutura.

Enquanto a destruição da estrutura é relativamente fácil a sua recuperação é muito

lenta. Para a recuperação ou manutenção se recomenda a rotação de culturas, a aplicação de

calcário, de adubos orgânicos e o manejo adequado do solo.

8.1. TAMANHO:

O tamanho das agregações é quem define as classes:

a) muito pequena (< 1 mm de diâmetro)

b) pequena (1 - 2 mm)

c) média (2 - 5 mm)

d) grande (5 - 10 mm)

e) muito grande (> 10 mm)

8.2. GRAU DE ESTRUTURA:

Ou estabilidade da estrutura, define o desenvolvimento da estrutura, sua estabilidade,

sua coesão dentro e fora dos agregados.

a) SEM ESTRUTURA: pode ser

- GRÃO SIMPLES: não coerente. Solos arenosos.

- MACIÇA: coerente. Argilitos e siltitos.

b) COM ESTRUTURA: pode ser

- FRACA: quando é muito quebradiça.

- MODERADA: pedos moderadamente duros.

- FORTE: quando difícil de desmanchar

8.3. MÉTODOS DE DETERMINAÇÃO:

A condição favorável para a determinação da estrutura no campo é com o solo ligeiramente

mais seco do que úmido.

a) MÉTODOS DIRETOS: método macroscópico feito no campo pela avaliação do tipo,

classe e grau de estruturação, ou através de métodos microscópicos onde através da confecção

de lâminas de vidro se fazem observações no microscópico polarizante.

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b) MÉTODOS INDIRETOS: a estrutura é estudada através de suas causas e conseqüências.

As causas são os agentes físicos, químicos e físico-químicos necessários à formação dos

agregados. As conseqüências são características do solo relacionadas ao crescimento das

plantas: tamanho, distribuição e estabilidade dos agregados. Os principais parâmetros

estudados são a agregação e a porosidade, que pode ser feita pelo TAMIZAMENTO A

SECO ou TAMIZAMENTO ÚMIDO.

9. COLETA DE SOLOS EM VIVEIROS DE PISCICULTURA

O solo dos viveiros irá influenciar a qualidade da água. Suas características físicas,

químicas e minerais serão semelhantes aos solos inundados cultivados com arrroz. A

amostragem dos solos do fundo dos viveiros é fundamental para caracterizar as condições

químicas possibilitando avaliar os sedimentos e identificar alternativas que otimizem o

manejo da qualidade da água.

A partir de uma análise química do solo pode-se optar-se por alternativas de manejo,

opção de construção do tanque e da calagem e fertilização dos mesmos. A metodologia de

coleta é sempre uma fonte de erro que leva a uma alta variabilidade nos resultados obtidos

diminuindo a confiabilidade nos resultados obtidos.

Há diversos fatores que podem afetar os resultados das análises tais como: o número

de amostra, os pontos em que será coletada, a espessura da camada coletada, tipo de

amostrador, as técnicas de secagem, o tamizamento e a estocagem da amostra.

A definição dos pontos de coleta no interior do viveiro deve ser realizada de modo que

seja a mais representativa possível. Para isso o viveiro deverá ser subdividido em sete parcelas

de tamanho semelhante, em cada uma, um �S� imaginário devem ser traçados e realizar sob

essa orientação 7 coletas, as quais formarão uma amostra composta para análise. A coleta das

amostras pode ser feita utilizando um enxadão, ou trado ou outro implemento que assegure a

coleta sempre na mesma profundidade e volume. Após a coleta o material deverá ser enviado

para a análise de solos em laboratórios de rotina para fins agrícolas.

Os solos podem ser classificados para a exploração de peixes em função das limitações

como leve, moderada e severa. Solo com leve limitação seriam solos com propriedade

favoráveis ao uso sem necessidade de nenhuma medida especial para a construção de um

viveiro para piscicultura. Solos com moderada limitação são aqueles que requerem uma

atenção especial para o seu uso, tais como planificação, ou medidas de manejo ou de

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manutenção, por exemplo, a necessidade de compactação para reduzir a porosidade. Solos

com severas limitações são os que possuem uma ou mais propriedades do solo

desfavoráveis. Como exemplos têm-se, os solos muito declivosos, solos ácidos por sulfitos

ou com alta condutividade hidráulica.

Na região do Alabama algumas características são consideradas como limitantes a

construção de viveiros de piscicultura (Boyd, 1982). São elas a acidez do solo com pH

inferior a 4,5, a presença de camadas de matéria orgânica maior que 80 cm, a necessidade

de calagem superior a 10 t ha-1, solos com menos de 10% de argila e com inundações

freqüentes. Também são limitantes a presença de fragmentos de rochas, ou a presença da

mesma a cerca de um metro de profundidade, e solos com mais de 5% de declividade.

TABELA 1. Características dos solos, taxas de limitações e fatores restritivos para construção

de viveiros para tilapicultura.

Taxas de limitações

Características Leve Moderada Severa

Fatores restritivos

1. Classes de solos Planossolo Argissolo Litossolo

2. Profundidade da camada sulfídica (cm) > 140 > 140 > 140

Profundidade do viveiro e acidez ou toxicidade.

3. Espessura de solo orgânico (cm) < 10 10 � 50 > 50

Drenagem, difícil compactar e liberação de amônia.

4. Acidez trocável (%)

Alimentação, dureza e variação de pH.

Larvicultura (< 0,5 g) 5 5 � 10 > 10

Produção primária sensível a acidez.

Crescimento (0,5 � 180 g) 10 10 - 20 > 20

Produção primária / alimento (+ ração).

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Engorda e terminação (180 �350g) < 20 20 � 35 > 35

Retenção de nutrientes pelo ferro ou alumínio.

5. Necessidade de calagem (t ha-1) < 2 2 � 5 > 5 Acidez

mineral (dureza) e valor de pH.

6. pH da camada de 50 � 100 cm do fundo > 5,5 4,5 � 5,5 < 4,5 Muito

ácido.

7. Teor de argila ( %) 25 - 50 15 � 25 < 15

Drenagem excessiva e turbidez.

8. Declividade do solo ( %) < 2 2 � 5 > 5

Declive, drenagem e custos.

9. Altura da fonte em relação ao viveiro (%) > 75 25 � 75 < 25 Difícil

drenar e diluição.

10. Freqüência de inundações nenhuma nenhuma ocasional

Inundação e profundidade da fonte de água.

11. Cascalhos pequenos > 2mm ( %) < 25 25 � 50 > 50

Infiltração e impermeabilização dos viveiros.

12. Grandes cascalhos ou pedras > 7mm ( %) < 10 10 � 25 > 25

Infiltração e impermeabilização dos viveiros.

13. Matéria orgânica decomposta ( %)

a) Solos com < 60% de argila < 4 4 � 12 > 12 Muito

húmus, maior turbidez e acidificação. Redução.

b) Solos com > 60% de argila < 8 8 � 18 > 18

Ambiente redutor. Maior turbidez e acidificação.

14. Profundidade da rocha (cm) > 200 200 - 150 < 150

Drenagem excessiva e tanques rasos.

15. Condutividade hidráulica (L s-1) baixa média alta

Drenagem / saturação de água.

10. CALAGEM E ADUBAÇÃO DOS VIVEIROS

As práticas de calagem e adubação de viveiros destinados à criação de peixes devem

ser vista como procedimento normal, sendo necessária em viveiros onde ocorram cultivos

extensivos e semi-intensivos. A aplicação do calcário terá como objetivo a correção do pH da

água e aumento da dureza da mesma, fatores importantes para a criação, sobrevivência e

desenvolvimento dos peixes cultivados. A calagem vem a melhorar as características físicas e

17

químicas do solo proporcionando assim um melhor aproveitamento dos nutrientes orgânicos e

inorgânicos.

10.1. OS EFEITOS DA CALAGEM NOS VIVEIROS

Os peixes destinados para produção não sobrevivem com pH menor que 5, e valores

de pH de 5 a 6 irão sobreviver mas não irão crescer e reproduzir normalmente. A faixa de pH

ideal para a maioria dos peixes é de 6,5 a 8,5, sendo ideal um pH neutro (7,0). O maior

problema do pH é a sua grande variação em períodos curtos que dificultam a adaptação dos

peixes. Há situações em que o pH é adequado para os peixes mais os valores de alcalinidade

CO32-

, HCO3- são baixos e a lama do fundo dos viveiros são ácidas.

Com o crescimento excessivo de fitoplâncton por aplicação de fósforo em água de

baixa alcalinidade CO32-

, HCO3- o pH pode elevar-se a níveis indesejáveis por causa da

remoção do dióxido de carbono (CO2).

Existem três tipos de acidez em viveiros de piscicultura que irão justificar a aplicação de

calcário: a) viveiros com valores baixos de pH e baixa alcalinidade da água; b) viveiros

distróficos com água ricas em substâncias húmicas e lama com grande estoque de matéria

orgânica decompondo lentamente; c) viveiros distróficos com acidez elevada resultante de

sulfato no solo (enxofre).

A calagem fornece os íons cálcio e magnésio que irão contribuir na alcalinidade

CO32-

, HCO3- e com a dureza total Ca2+, Mg2+

. As algas requerem cerca de 5mg L-1 de

Ca2+ e 2 mg L-1 de Mg2+ para terem um crescimento máximo, correspondendo a uma dureza

de 20,7 mg L-1 . Os peixes também requerem certos níveis destes nutrientes na água.

Observações mostram que esses não se desenvolvem muito bem se a dureza da água for

menor que 20 mg L-1.

O produtor deve estar atento em realizar a calagem dos viveiros principalmente na fase

de alevinagem, já que é nessa em que podem ocorrem mais problemas e caso mal realizada a

fase de crescimento/engorda poderá ser comprometida pelo mau manejo realizado na fase

anterior.

18

10.2. A CALAGEM DO SOLO

A calagem pode ser feita no solo ou diretamente na água. Essa é realizada no solo por

ocasião da construção dos viveiros, quando o solo apresenta-se ácido ou com baixos teores de

cálcio. Para se determinar a quantidade de calcário necessária para a correção desses viveiros

podem-se aplicar os mesmos cálculos e fórmulas utilizadas para solos agrícolas. Antes de

qualquer aplicação é necessária a coleta desse solo para posterior análise. É aconselhável

realizar essa coleta como sugere Ribeiro et al. 2005, dividindo-se o viveiro em quadras e

coletando-se em �S� para se ter uma melhor representação do local. Segue abaixo alguns

exemplos que podem ser utilizados:

3,5 � (Ca++ + Mg++) = t ha-1

NC (t ha-1

) = (V2-V1) T / PRNT, onde

NC (t ha-1

) = necessidade de calcário, em toneladas por hectare;

V2 = saturação que será elevado o solo (70%);

V1 = saturação de bases existente no solo.

Em solos eutróficos com alta saturação de bases não será necessária aplicação de

calcário no solo.

10.3. OS CALCÁRIOS A SEREM UTILIZADOS E SUA AÇÃO

Os calcários utilizados em viveiros de piscicultura são os mesmos utilizados na

agricultura, tendo-se o Calcário Magnesianos, Calcíticos e Dolomíticos. O uso de cada um

estará relacionado principalmente com o fator preço e o nível necessário para a correção.

Estes são utilizados principalmente para elevar os teores de cálcio e magnésio do solo ou da

19

água. Para a esterilização do solo por ocasião da limpeza dos viveiros utiliza-se a cal

hidratada ou a cal virgem que também irão contribuir com a dureza da água.

10.4. CALAGEM DE LIMPEZA DOS VIVEIROS COM CAL

Após a drenagem dos viveiros necessita-se realizar o tratamento, limpeza, desinfecção

do fundo destes com cal virgem (CaO) ou cal hidratada (Ca (OH)2 ). Esta aplicação irá

destruir os parasitos e outros organismos indesejáveis que possam interferir na produção

piscícola. Usualmente se recomenda 1,0 a 1,5 t ha-1, deixando-se em repouso entre 10 a 14

dias. A morte dos organismos irá ocorrer tanto pela elevação da temperatura como pela

elevação brusca de pH, este chegando entorno de 9,2.

10.5. CALAGEM DA ÁGUA DO VIVEIRO

Há outras recomendações de calagem (Boyd, 1997) que considera a alcalinidade

CO32-

, HCO3- da água. Viveiros com alcalinidade CO3

2-, HCO3

- abaixo de 20 mg L-1

respondem bem a calagem. Em viveiros de tilápias ocorrem respostas até que a alcalinidade

CO32-

, HCO3- atinja 50-60 mg L-1. Para valores de alcalinidade de 0-5; 5-10; 10-15 e 15-50

recomenda-se respectivamente, 4; 3; 2; e 1 toneladas por hectare de calcário. A calagem para

o fundo dos viveiros pode ser feita em função do pH do solo. Viveiros que apresentem pH 7 -

7,5: 6,0 � 7,0 ; 5,0 � 6,0 e pH menor que 5,0, recomendam-se quantidades de 0,5; 1,5; 2,0 e

4,0 t ha�1 de calcário respectivamente.

10.6. A ADUBAÇÃO DA ÁGUA DO VIVEIRO

A adubação dos viveiros é um procedimento realizado visando-se o aumento da

produção primária para aumentar a produtividade final, diminuição da transparência da água

para o controle de macrófitas e estratificação térmica. A adubação incorpora aos viveiros os

três principais nutrientes para a produção de fitoplâcton: o nitrogênio (N), o carbono (C) e o

fósforo (P). O nitrogênio e fósforo são elementos necessários para a produção primária,

secundária (zooplâcton) e dos peixes como o último elo da cadeia alimentar. O carbono tem

sua importância na fotossíntese dos organismos primários e encontra-se normalmente como

produto final dessa ou na decomposição de matéria orgânica como as sobras de ração.

20

A adubação em viveiros pode ser de duas formas, a adubação orgânica com a

utilização de estercos de animais de cultivos, ou adubação química, na qual se incluem

inúmeros compostos que são destinados a produção agrícola.

Como adubos orgânicos podem ser utilizados estercos de bovinos, suínos, ovinos, aves

e coelhos. Em experimentos realizados demonstram que o esterco de aves proporciona uma

maior produção primária que os demais estercos citados. Para o desenvolvimento de juvenis

de piracanjuba (Brycon orbignyannus), Feiden e Hayashi 2005 também concluíram que o

esterco de aves proporcionou um maior desenvolvimento que os demais estercos utilizados.

Recomenda-se a aplicação de quatro a oito toneladas por hectare divididas em aplicações

quinzenais.

TABELA 2. Composição dos principais adubos orgânicos.

Espécie Composição (%)

H2O N P K2O

Aves 57 1,31 0,4 0,34

Bovinos 75 0,23 0,44 0,29

Ovinos 60 0,77 0,39 0,59

Suinos 74 0,84 0,39 0,32

A adubação química tem como seus principais compostos o superfosfato simples (SS),

superfosfato triplo (ST), sulfato de amônia (SA) e uréia. Realizar aplicação de 200 a 500 Kg

de sulfato de amônio e 100 a 200Kg de superfosfato simples por hectare/ ano

TABELA 3. Composição dos principais adubos químicos.

Fertilizantes Composição

N P K

Uréia 40-46 0 0

Cloreto de amônio 26 0 0

Nitrato de amônio 26 0 0

Superfosfato simples 0 15 0

Superfosfato triplo 0 45 0

NPK 20 20 5

A adubação tanto orgânica quanto química deve ser realizada sete dias após a calagem.

11. AMBIENTE E ÁGUA PARA A PISCICULTURA

21

A água é um componente essencial na Terra dominando a composição química

de todos os organismos além de ser indispensável para a piscicultura, meio onde vivem os

peixes. Possui propriedades físicas e químicas de grande importância como:

Calor Especifico - quantidade de calor necessário para elevar em um grau

centígrado, um grama de água � por definição corresponde a uma caloria (1,0

cal), este valor é considerado alto;

Calor de vaporização � a água possui um alto valor para esta característica,

sendo que a 10 oC é de 540 cal/g.

Viscosidade � capacidade de oferecer resistência ao movimento � com 30 0C a água tem a metade da viscosidade que à cinco graus centígrados.

Portanto a viscosidade diminui com a temperatura;

Densidade � A água apresenta densidade variável, de acordo com as

condições do meio, a maior densidade d�água é atingida a zero grau

centígrado ( daí o porque da pedra de gelo flutuar na água em estado

líquido) ;

As peculiaridades das características da água, líquido-sólidas, tornam-na um

ambiente estratificável que afetam as dinâmicas químicas e biológicas dos corpos d�água

como os tanques de cultivo. Entretanto diferente do meio aéreo, apresenta-se como um meio

temperado, onde as flutuações extremas de suas características e temperatura se encontram

mais amenas.

11.1-TEMPERATURA

O calor incidente na superfície da água é absorvido e transformado em energia

calorífica e então propagado por toda extensão da água. A intensidade deste processo de

absorção é mais intenso na superfície d�água, até um metro de profundidade, sendo que

quanto mais profundo o tanque, mais diferenças em temperaturas serão encontradas entre a

superfície, meio e fundo do tanque.

Essas diferenças térmicas fazem com que haja diferentes valores de densidade em

cada uma delas, o que impede a água se misturar em toda a coluna. Dessa forma, na ausência

de fatores que provoquem turbulência na água e mistura, não haverá distribuição uniforme de

calor tornando o ambiente aquático estratificado. Quando isto ocorre, normalmente apresenta-

se estratificado para quase todos os outros fatores físicos e químicos, com efeitos sobre as

condições biológicas do ambiente, devido à grande inter-relação entre todos estes fatores. Este

22

fenômeno é mais freqüente e com maiores conseqüências em regiões tropicais, devido às

maiores temperaturas observadas, pois os limites entre as camadas tornam-se, como já ditos

barreiras físicas, o que pode influenciar na qualidade d�água nas diferentes camadas, um

exemplo é quanto a distribuição espacial dos gases no ambiente aquático, na ausência de

fatores que provoquem a movimentação (turbulência) d�água através do vento do

funcionamento de aeradores, infusores de ar, motores ,etc) ocorre estratificação da coluna

d�água, tornando-a, teoricamente, como mostra a figura abaixo:

FIGURA 1. Esquema de estratificação térmica de um ambiente aquático.

Em um ambiente aquático estratificado, a concentração de gases e sais, como O2,

CO2 PO43- apresenta comportamento diferenciado em cada camada, e pode ser ilustrada na

Figura 2. (Esquema exemplificando a distribuição dos gases e sais no ambiente aquático):

FIGURA 2. Exemplificação da distribuição dos gases e sais na estratificação

térmica.

O extrato superior é rico em O2 favorecendo a permanência de peixes .Entretanto,

quanto a produtividade primária (fitoplâncton) não apresenta-se favorável devido às baixas

23

concentrações de CO2 e PO43- , trazendo conseqüências na produção de zooplâncton na

coluna de água, devido a que seu substrato (fitoplâncton) encontra melhores condições no

estrato inferior do tanque, a qual não possui concentração satisfatória de O2 , vital para a

sobrevivência. De maneira geral a distribuição e disponibilidade de gases e sais na coluna

d�água afeta diretamente a distribuição e a sobrevivência dos organismos aquáticos.

Sendo assim é valido pensar que a estratificação térmica em tanques de piscicultura

não é desejável, visto que suas implicações biológicas, principalmente quanto ao aspecto da

distribuição de O2 na coluna d�água que em situações de alta demanda biológica, pode tornar-

se limitante para o bom desenvolvimento, ou até para a sobrevivência dos peixes. Daí a

importância do uso, quando necessário, de aeradores, que além de atuarem como

oxigenadores, ainda desempenham papel importante na desestratificação dos ambientes

aquáticos.

11.2. TRANSPARÊNCIA DA ÁGUA

A transparência é esta diretamente relacionada com a produção de fitoplâncton. Da

luz incidente sobre o corpo aquático, uma parte é refletida e a outra é absorvida. Para a

piscicultura o importante é a parte absorvida pelo corpo d�água.

A parte do corpo d�água a qual recebe a luz pode variar em termos de profundidade,

de alguns centímetros a até alguns metros, dependendo do grau de turbidez, pode ser

influenciado tanto por fatores abióticos (partículas sólidas em suspensão ) quanto por bióticos

(plâncton). A parte iluminada da coluna d�água é conhecida como zona eufótica ou fótica,

seu limite inferior é geralmente assumido como sendo aquela profundidade onde a

intensidade da radiação corresponde a 1% da que atinge a supefície. Este limite é chamado

de �ponto de compensação�, pois nesse local a produção primária líquida é semelhante à

respiração das comunidades. Esse limite pode variar considerando as regiões tropicais ou

temperadas, sendo geralmente maior nas primeiras

A medida da transparência d�água é feita da maneira mais simplificada, com a

utilização de um disco branco com faixas negras alternadas, com 20 a 30 cm de diâmetro,

este aparelho é chamado disco de Secchi (Figura 3).

Basta mergulhar o disco na água em uma região sombreada do tanque, com o auxílio

24

FIGURA 3. Disco de Secchi

de um cordão graduado. A profundidade de seu desaparecimento é conhecida popularmente

por �profundidade de Secchi� e, essa é inversamente proporcional à concentração de

partículas inorgânicas e/ou orgânicas em suspensão na água .A profundidade do Secchi é

aquela na qual a radiação de 400 a 740 nm, portanto a faixa visível, refletida do disco não é

mais visível ao olho humano .

A faixa ideal para a profundidade de Secchi em tanques de piscicultura, dependendo

da profundidade do tanque e, desde que o fundo não esteja visível, está entre 25 a 70 cm.

Como geralmente a turbidez d�água. é diretamente proporcional à quantidade de plâncton na

água, através dessa medida é possível determinar-se estimativamente a produtividade

primária do tanque. Para medidas inferiores a 20 cm, recomenda-se cessar a fertilização dos

tanques de piscicultura .

A profundidade de Secchi pode também nos dá idéia do tempo necessário para que

se reduza uma determinada quantidade de oxigênio dissolvido em um viveiro, como se

encontra ilustrado na tabela 4.

TABELA 4. Simulação do número de dias necessários para que a concentração de O2

dissolvido decline 2,0 mg/1 em tanques com quantidades variáveis de radiação solar e

visibilidade de Secchi (BOYD, 1982).

Visibilidade de Secchi (cm) Radiação Solar (Langleys/dia)

50 100 150 200 300 400

30 0 0 0 0 0 0 40 1 1 1 1 1 1 50 1 1 1 1 1 3 60 1 1 1 1 2 4 70 1 1 1 1 2 5 80 1 1 1 2 3 6

* = assumindo-se que a concentração inicial de oxigênio no escuro seja de 10 mg/l, tanques com 1,0 m de

profundidade, 2240 kg/há de �catfish�, e temperatura da água a 30o C no escuro e 28oC na madrugada.

25

Geralmente a coloração apresentada pela a água é reflexo do tipo partícula que

encontra-se em susp suspensão na mesma, portanto, o excesso de material inorgânico em

suspensão, confere a água uma coloração avermelhada ( a tonalidade depende do tipo e

coloração do solo no local), isso não é desejável, pois pode prejudicar os peixes, então além

da medida deve-se estar atento para este detalhe , para não ocorrer erros de interpretação.

11.3. OXIGÊNIO DISSOLVIDO

O oxigênio é o gás mais importante para os peixes, por isso, em termos de

piscicultura é a ele que devemos dar maior importância. As fontes de O2 são a atmosfera e

a fotossíntese.

Na água, este gás é consumido através da decomposição da matéria orgânica e

oxidação de íons metálicos, como o de ferro e o manganês.A concentração de O2 dissolvido

na água varia continuamente durante o dia devido aos processos físicos, químicos e

biológicos, como pode ser observado na Figura 4.

FIGURA 4. Mudanças diárias nas concentrações de oxigênio dissolvido na

superfície da água (0,0 a 0,5 m) de tanques com �blooms� de

plâncton, leve, moderado e forte.

26

Os fatores que afetam a solubilidade do oxigênio na água são: temperatura, pressão

atmosférica e a salinidade. De forma que o oxigênio se apresenta inversamente relacionado

com a temperatura e a salinidade e diretamente proporcional com a pressão atmosférica.

TABELA 5. Solubilidade em água pura de oxigênio do ar saturado a 760 mm de pressão a

uma temperatura.

Temperatura (°C) Oxigênio (mg/L) Temperatura (°C) Oxigênio (mg/L)

0 14,66 18 9,18 1 13,77 19 9,01 2 13,40 20 8,84 3 13,05 21 8,68 4 12,70 22 8,53 5 12,37 23 8,38 6 12,06 24 8,25 7 11,76 25 8,11 8 11,47 26 7,99 9 11,19 27 7,86 10 10,92 28 7,75 11 10,67 29 7,64 12 10,43 30 7,53 13 10,2 31 7,42 14 9,98 32 7,32 15 9,76 33 7,22 16 9,56 34 7,13 17 9,37 35 7,04

Fonte: Truesdale et al. Citado por Wetzel (9181).

Outros fatores que atuam sobre a solubilidade do oxigênio são a turbidez, a presença

de amoníaco, nitrito e ácido carbônico (HCO3), que de forma geral também atuam no

ambiente fazendo com que haja aumento na demanda de O2dissolvido.

Em ambientes aquáticos o maior responsável pela variação nas concentrações de O2

dissolvido é o processo de fotossíntese/respiração (durante a noite, o plâncton pode

remover, através da respiração, até 0,36 mg/1 de O2 dissolvido da água. Num período

noturno de 12 horas, atinge-se um decréscimo total de 4,32 mg de O2/1/noite ) e/ou

decomposição. A amplitude desta variação é função principalmente de densidade das

populações de fitoplânc7ton, macrófitas aquáticas e de bactérias, que por sua vez estão

diretamente relacionados com o número de horas de luz por dia, luminosidade,

temperatura e disponibilidade de nutrientes, e também pela profundidade do tanque

(Figura 5.)

27

FIGURA 5. Concentrações de oxigênio dissolvido em diferentes profundidades em tanques com �blooms� de plâncton, leve, moderado e forte .

Em tanques de piscicultura, geralmente ambientes rasos, a concentração de O2

apresenta seus menores valores no período da madrugada ou da manhã, o que torna a coluna

d�água freqüentemente anaeróbia, daí a alta taxa de mortalidade apresentada, em alguns

casos, nesses horários principalmente. Outro fator complicador dessa situação é a formação

de gases nocivos, tais como: gás sulfídrico e o metano, formados em condições anaeróbias no

ambiente aquático.

De modo geral, os valores entre 0 � 1mg de oxigênio por litro de água é letal aos

peixes, de 2 � 3, os peixes permanecem em estresse e, de 4 � 6 miligramas de oxigênio por

litro de água, é a condição ideal para a maior parte das espécies de peixes cultivados no

Brasil. Sabendo-se da importância do O2 dissolvido para a piscicultura, o produtor deve

preocupar-se com esse fator, de forma que seu sucesso na atividade está diretamente

relacionado ao esforço gasto no seu controle .

Para a implantação de uma piscigranja, há necessidade de água em quantidade e de

boa qualidade (10 a 15 1/ há/ segundo), no caso desta premissa básica não for possível de

ser atingida, é necessário o uso de alternativas de controle de O2 como por exemplo, a

observação do comportamento dos peixes, uso de aeradores, oxigenadores, filtros biológicos

para a reciclagem de água, etc. A Figura 6. nos dá idéia do comportamento das

concentrações de O2 dissolvido em um tanque de peixes com problemas crônicos em

relação a este elemento e, efeito do uso de aeração, para a convivência com o problema.

28

FIGURA 6. Concentração de oxigênio dissolvido á tarde e de manhã em um tanque

de peixes com um problema crônico com relação a este gás.As setas indicam o efeito

do uso emergencial de aeração. Para monitorar o oxigênio, pode ser utilizado o método químico de Winkler (método

colorimétrico, por titulação), ou através do uso de aparelhos eletrônicos (oxímetros) que

tenham esta função. O uso deste aparelho é bastante prático e de rápida análise das medidas.

Cada espécie de peixe possui um limite de resistência quanto à concentração de O2

dissolvido na água e isso varia com a idade e o estado fisiológico, por este motivo é

importante o acompanhamento visual dos animais para que as providências necessárias

possam ser tomadas de imediato. Entretanto, a partir do momento que as concentrações

desse elemento atinjam níveis inferiores a 4mg/L, é importante o piscicultor ficar atento,

principalmente no período noturno, em dias nublados e na fase final de terminação, casos em

que a demanda bioquímica de O2 é maior.

Problemas com O2 dissolvido em qualquer tanque podem ser notados a partir da

observação da aparência da água, como mudança rápida da cor da mesma, verde para marrom

ou cinza, por exemplo, e, do comportamento dos peixes com presença de um grande número

deles na superfície da água, �bloqueando� ou tentando �sugar� o oxigênio existente no limite

ar-água. Pode-se estimar o consumo de oxigênio de um peixe, conhecendo-se seu peso, a

temperatura da água e de algumas constantes matemáticas preestabelecidas, calculadas a

partir da temperatura da água e outros fatores. Como por exemplo:

- Em um tanque com 3.200Kg de peixe, assumindo-se 12 horas de noite , podem

assumir 0,00028Kg de O2/Kg de peixe, de peixe por hora, multiplicado por 12 horas, totaliza-

se um consumo de 10,75 Kg de O2 /noite.

11.4. POTENCIAL HIDROGENIÔNICO (PH)

29

O potencial hidrogenionico é o processo de dissociação da molécula de água

liberando ao meio uma certa quantidade de íons H+ sem quebrar o equilíbrio (H2O = H+ +

OH ).

Quando a quantidade de íons H+ é igual a de íons OH

- em uma solução, ela é dita

como neutra. Já quando há uma �vantagem� para os íons H+ a solução é dita ácida, quando

o contrário é alcalina ou básica.

O pH, que é definido como logaritmo negativo da concentração molar de íons

hidrogênio é a medida que expressa a acidez ou alcalinidade de uma solução e, além de ser

influenciado pela quantidade de íons H+ e OH-, ainda é afetado fortemente por sais, ácidos e

bases que ocorram no meio.

Os valores de pH variam de 1,0 a 14,0 sendo que abaixo de 5,0 é letal à maioria

dos peixes, entre 5,0 e 6,0 causa queda no desenvolvimento, entre 6,5 a 9,5 permite um

desenvolvimento satisfatório, entre 7,0 a 8,5 é a faixa ideal ao desenvolvimento dos peixes e,

acima de 11,0 também é letal.

Em viveiros de piscicultura o pH é influenciado pela concentração de íons H+

originados da dissociação do ácido carbônico (H2CO3 <=>2 H + CO32-) , pelas reações de

íons carbonato e bicarbonato (CO3 2- +H2OHCO3 +OH ; H2OH2CO3+OH), pelo

processo de fotossíntese da respiração( CO32-+ H2O c/ luz

s/ luz CH2O + O2),por causas do

manejo como adubação e calagem, ou mesmo pela poluição. Ainda é importante salientar

que alterações no pH da água podem causar mortalidade em peixes. Essas alterações em

diferentes proporções, dependendo da capacidade de adaptação da espécie, através da maior

ou menor dificuldade de estabelecer o equilíbrio osmótico em nível de brânquias, podem

determinar grandes dificuldades respiratórias nas espécie ou indivíduos menos versáteis ou

resistentes, levando-os à morte.

O comportamento do pH no período de 24 horas segue de maneira diretamente

proporcional o do O2 dissolvido e, inversamente o do CO2 (Figura 7). Portanto intensos

�blooms� de algas em tanques com baixas taxas de renovação de água, dependendo da

densidade de estocagem, poderão apresentar altas taxas de mortalidade de peixes,

principalmente durante a noite e madrugada. Isto ocorre devido às altas concentrações de

CO2 no meio, oriundo do processo de respiração dos fitoplânctons . Este gás quando está livre

no meio aquático, reage com a água promovendo a liberação de íons (CO2- +H2O H2CO3

HCO3+H+ CO3

= + H+ ), consequentemente baixando o pH e, devido ao conjunto destes

processos, a concentração de O2 poderá chegar a zero.

30

FIGURA 7. Exemplo ilustrativo do comportamento do pH e das de O2 e CO2

livre , para um ciclo diário de 24 horas em um ambiente aquático.

11.5. GÁS CARBÔNICO

O gás carbônico é um gás que apresenta uma grande importância no meio aquático,

como visto anteriormente o O2 dissolvido em pH.Esse gás pode causar problemas para a

piscicultura, no entanto, seus efeitos patogênicos são geralmente causados pela asfixia que

pode provocar. Nem sempre o CO2 é tóxico para os peixes. A maior parte das espécies

podem sobreviver por vários dias em água contendo mais que 60 mg/1, desde que esta água

apresente um aporte substancial de O2 para o peixe e,como já foi visto, normalmente as altas

concentrações de CO2 na água estão sempre acompanhados de baixas concentrações de O2,

por terem estes comportamentos inversamente proporcionais (Figura 7.)

Considerando-se os processos naturais no ambiente, particularmente altas

concentrações de CO2 ocorrem em tanques após grande mortalidade de fitoplâncton,

desestratificação térmica e quando o clima apresenta-se nublado.

É de difícil constatação, tendo em vista que ele se transforma em carbonatos e

bicarbonatos, mas sabe-se que este é capaz de acidificar a água quando esta apresenta baixa

alcalinidade .Há estudos que indicam que em águas com concentrações de CO2 superiores a

20mg/litro, tem-se constatado a existência de lesões calcificadas. Isto pode se agravar em

31

águas com baixas concentrações de magnésio (águas moles), nesta condição, 30 mg de CO2

na água pode levar o pH da mesma a 4,8.

11.6. ALCALINIDADE

A alcalinidade é a capacidade da água em neutralizar ácidos. Refere-se à

concentração total de sais na água, sendo expressa em miligrama por litro, em equivalente de

carbonato de cálcio (CaCO3), bicarbonato (HCO3), carbonato (CO3) ,amônia (NH3 ), hidroxila

(OH), fosfato (PO4 =), sílica (SiO4 ) e alguns ácidos orgânicos podem reagir para neutralizar

íons hidrôgênio(H+). Para viveiros de piscicultura são desejáveis valores de alcalinidade

acima de 20mg/1, sendo que valores entre 200-300mg/1 são os mais indicados.

Existem pelo menos três tipos de alcanilidade :

- alcalinidade total-OH - , CO3- e HCO3

- ;

- alcalinidade de fenolftaleína- OH- e CO3= ;

- alcalinidade de carbonato - CO3= e HCO3

- ;

Destes três, a última é a que realmente interessa à piscicultura, pois na presença de

CO3 dissolvido pode haver a solubilização de bicabornato de cálcio (CaCO3 + H2O + CO2

Ca + + 2HCO3-). Então mudanças nas concentrações de CO2 podem alterar as proporções

de carbonato e bicarbonato no meio, ao longo do dia.

11.7. DUREZA DA ÁGUA

Este termo indica o teor de íons de cálcio e magnésio que estão combinados a

carbonatos ou bicarbonatos, ou mesmo sulfetos e cloretos.

A dureza total apresenta-se geralmente relacionada com os ânions da alcalinidade e

os cátions da dureza são derivados de soluções minerais .Grosseiramente pode-se definir a

dureza da água como sua capacidade em resistir às alterações de pH durante um ciclo diário

de 24 horas. É também importante salientar que apesar da correlação positiva existente entre a

dureza e a alcalinidade nem sempre é verdade dizer que águas altamente alcalinas apresentam

alta dureza.

11.8. CONDUTIVIDADE ELÉTRICA

A condutividade elétrica é a medida direta da quantidade de íons na água (teor de

sais na água). Altos valores de condutividade indicam altas taxas de decomposição,

32

fornecendo dessa forma informações sobre a disponibilidade de nutrientes no meio aquático,

bem como ajuda a detectar a incidência de poluição na água.

Quanto maior a concentração iônica, maior será a capacidade da água em conduzir

eletricidade. Os valores de condutividade desejáveis em piscicultura encontra-se entre 20 e

100 S/cm. Em um ambiente estratificado o epilímnio apresenta altos valores de

condutividade.

11.9. FÓSFORO

O fósforo é o elemento mais limitante aos organismos produtores primários. Este é o

elemento que retarda a euforização natural .Apresenta rápido tempo de renovação e a maior

porcentagem encontra-se na matéria orgânica (aproximadamente 90%). O esquema básico do

ciclo do fósforo está representado na Figura 8.

FIGURA 8. O ciclo do fósforo em um tanque de peixes.

A única forma disponível de fósforo para os organismo produtores é como

ortofosfato (PO3 3-). As concentrações de fósforo são influenciadas pelo Fe,Mn ,Al, hidróxido

de cálcio, argilas, areias, etc. Este elemento pode originar-se do intemperismo de rochas,

como apatita, por exemplo, de excretas humanas, detergentes, fertilizantes (mais

recentemente). Apresenta-se na forma de P-total, P-particulado e P- dissovido, sxendo que o

P-total = P-particulado + P- dissovido.

O P-particulado é originado da matéria orgânica (DNA ,RNA, fosfoproteínas,etc.)

adsorvido em matéria orgânica.

33

O P-dissolvido pode ser orgânico (fosfotase, fosfolipídios, ATP, fosfoproteínas, etc.)

ou inorgânico (ortofosfato ,monidrogem fosfato férrico, etc.)

O fósforo é de grande importância para o ambiente aquático, pois armazena energia

(ATP), faz parte da estrutura da membrana celular, é o fator limitante na produtividade

primária e responsável pela eutrofização artificial. O fósforo, orgânico ou inorgânico, pode

apresentar-se na forma solúvel.

11.10. ENXOFRE

Em ambientes aquáticos o enxofre pode apresentar-se sob várias formas (íon, sulfato,

íon sulfito, íon sulfeto, gás sulfídrico, enxofre molecular, associados a metais, etc.).As formas

mais comuns são o íon sulfato e o gás sulfídrico, sendo o primeiro a principal fonte de enxofre

para os produtos primários.

A grande maioria do enxofre presente na matéria orgânica faz parte da constituição

da proteína. Os organismos decompositores de matéria orgânica como as bactérias usam o

enxofre como constituinte de seu próprio tecido mineralizado como sulfato de hidrogênio em

condições anaeróbias.

Em condição de redução drástica nas quantidades de O2dissolvido o gás sulfídrico

(formado através de processos de redução, que ocorrem pela atuação dos microorganismos)

acumula-se no hipolímnio, provocando mortalidade nos organismos aquáticos que ocupem

esta porção do ambiente, pois este gás atua em nível de enzimas, inibindo a cadeia respiratória

e, em nível de inativação da hemoglobina do ponto de vista respiratório.

11.11. NITROGÊNIO

O nitrogênio apresenta-se presente no meio aquático de diferentes formas: N2 (não

utilizável), como constituinte de compostos orgânicos dissolvidos ( purinas, aminas,

aminoácidos, etc. proteínas), na forma de compostos particulados (plâncton e detritos), na

forma de nitratos e nitritos (NO3 e NO2 , respectivamente) e na forma de amônio (NH4 + ).

De modo geral o ciclo do nitrogênio está mais interligado ás ações biológicas (Figura

9). O nitrogênio origina-se de aportes fluviais e lençóis freáticos, da decomposição da matéria

orgânica e da fixação biológica. Os nitratos e o amônio são as principais formas assimiláveis

pelos produtores, os nitritos ocorrem em baixas concentrações (predomina em um meio

anaeróbio), pode também ser assimilável e é tóxico aos organismos aquáticos em elevadas

concentrações.

34

O nitrito após absorvido pelos peixes, reage com a hemoglobina para formar a

metaglobina, esta não é efetiva no transporte de O2. Portanto uma continuada absorção do

nitrito pode levar os peixes à morte por hipoxia e cianose.

FIGURA

9. Resumo esquemático do ciclo do nitrogênio.

O amônio é de assimilação vantajosa para os produtores, em elevados valores de pH

pode transformar-se em amônia (NH3 ) não ionizada, que é um gás tóxico para os peixes em

concentrações entre 0,20 e 3,00 mg/litro.

A exposição dos peixes à amônia não ionizada , pode provocar-lhes a elevação do pH

do sangue, afeta a permeabilidade interna de íons pela água, aumenta o consumo de O2,

aumenta a susceptibilidade à doenças, afeta os rins e baço, entre outras ações.

12. EFEITOS DA AMÔNIA, DO NITRATO E DO NITRITO, EM PEIXES

Ricardo Pereira Ribeiro

O nitrogênio apresenta-se no meio aquático de diferentes formas: gás nitrogênio (N2

� não utilizável), nitrato (NO3-), nitrito (NO2

-), amônio (NH4+), amônia (NH3) e óxido nitroso

(N2O), além de várias outras formas de nitrogênio orgânico, os quais podem ser desde

compostos dissolvidos, relativamente simples, tais como, aminoácidos a até complexos

particulados de matéria orgânica, como proteínas.

O nitrogênio origina-se de aportes fluviais e lençóis freáticos, da decomposição da

matéria orgânica e da fixação biológica. Os íons amônio (NH4+) e nitrato (NO3

-) são as formas

35

assimiláveis pelos organismos produtores os quais os transformam em nitrogênio orgânico,

normalmente na forma de proteínas. Os produtores ao ser ingeridos pelos consumidores

primários, o seu nitrogênio é assimilado na forma de proteínas, constituintes dos tecidos.

Finalmente, o nitrogênio incorporado nos produtores ou nos consumidores, quando estes se

tornam matéria orgânica morta, será decomposto pelos microrganismos (Boyd, 1982).

O processo de decomposição da matéria orgânica, segundo Boyd (1982) sofre efeito

da temperatura, pH, suprimento de oxigênio e da natureza da matéria orgânica que será

decomposto. Esse mesmo autor informou que a temperatura ótima para os microorganismos

diferem entre as diferentes espécies, mas de modo geral a decomposição é favorecida pelo

calor, estimando-se que para cada 10 oC de aumento na temperatura, faz com que a taxa de

decomposição duplique. Do mesmo modo que a temperatura, o pH ótimo para cada espécie de

organismo decompositor também difere mas, de modo geral, as bactérias preferem, para o seu

crescimento, ambientes neutros ou levemente alcalinos, enquanto que os fungos florescem

melhor em ambientes ácidos, sendo que a decomposição em ambientes neutros ou alcalinos é

mais rápida que em ambientes ácidos.

A decomposição dá-se, segundo Esteves (1988), tanto em meio aeróbio quanto

anaeróbio. Boyd (1982) afirmou que a decomposição aeróbia requer um contínuo suprimento

de oxigênio e o processo é mais rápido quando as concentrações do oxigênio dissolvido

encontram-se próximos da saturação. Os dois autores afirmaram ainda que existem alguns

microorganismos facultativos, que são capazes de degradar a matéria orgânica tanto em meio

aeróbio quanto anaeróbio, enquanto outros só crescem sob condições anaeróbias, são os

chamados organismos anaeróbios obrigatórios.

De acordo com Boyd (1982), na decomposição aeróbia, o carbono orgânico é

oxidado para dióxodo de carbono (CO2), mas na decomposição anaeróbia o carbono orgânico

é somente oxidado ao nível de substâncias orgânicas simples, tais como álcoois e ácidos

orgânicos. A taxa de degradação da matéria orgânica é mais rápida e completa em ambientes

aeróbios que nos anaeróbios. Boyd (1976) afirmou que em tanques de cultivo de peixes, as

concentrações de matéria orgânica no sedimento aumentam de tanques mais rasos para

tanques mais profundos, isto provavelmente é resultado de que em águas mais profundas,

durante os meses mais quentes o sedimento é coberto por água anaeróbia do hipolímnio.

As substâncias orgânicas ao serem decompostas reagem diferentemente, sendo então

a sua natureza e complexidade que governa a decomposição em um dado local. Desse modo a

relação carbono:nitrogênio, segundo Boyd (1982) tem uma grande influência na taxa de

decomposição da matéria orgânica e na transformação do nitrogênio orgânico para

inorgânico, isso deve-se ao fato de que os microorganismos são compostos primariamente de

36

proteína e têm alta porcentagem de carbono e nitrogênio. Como a matéria orgânica absorvida

possui mais carbono do que esses organismos necessitam para o seu crescimento, o excesso é

liberado ao meio na forma de dióxido de carbono. A quantidade de carbono assimilado pelos

organismos é chamada de eficiência de assimilação de carbono. Tal como o carbono, o

nitrogênio também é necessário ao crescimento das células microbiais. O mesmo autor

ressaltou que se uma célula contém grandes quantidades de nitrogênio, os microorganismos

poderão ter abundância de nitrogênio para crescer rapidamente, e este pode ser liberado para o

ambiente como amônia. A este processo dá-se o nome de mineralização do nitrogênio.

Portanto, com substratos deficientes neste nutriente, o crescimento microbial é lento, aí pode

haver a imobilização do nitrogênio inorgânico, ou seja, a retirada deste do meio para suprir a

sua deficiência no substrato, então a não ser que haja abundância deste nutriente, em sua

forma inorgânica no ambiente, a decomposição de um substrato com uma baixa relação C:N

será lenta ou incompleta.

12.1. A TRANSFORMAÇÃO DO NITROGÊNIO EM TANQUES DE

PISCICULTURA

Van Rijn e Shilo (1989) afirmaram que nos cultivos das principais espécies de

peixes, com altas taxas de estocagem e com o uso cada vez mais intensivo de dietas artificiais

balanceadas, há uma excreção de grandes quantidades de nitrogênio na forma de amônia,

somado a isso, a dieta não consumida e o uso de estercos orgânicos e fertilizantes inorgânicos,

correspondem a altas taxas de adição de nitrogênio amoniacal nesses ambientes. Esses autores

afirmaram que por estação de crescimento em Israel, 1.250 kg de N são adicionados aos

tanques pelas sobras de ração e outros 300 kg na forma de adubos orgânicos e inorgânicos,

bem como pela renovação de água.

A transformação do nitrogênio na água é chamada de Ciclo do Nitrogênio. De um

modo geral, este ciclo está interligado às ações biológicas, ocorrendo em três distintos

estágios, segundo Pádua (1996): nitrificação, desnitrificação e amonificação.

12.1.1. NITRIFICAÇÃO

A nitrificação é a oxidação biológica de compostos nitrogenados reduzidos (p.e.

amônia) oriundos dos processos de decomposição aeróbia da matéria orgânica. Este processo

pode ser dividido em duas fases distintas, ou seja: a nitrosação e a nitratação, sendo que as

duas ocorrem em meio alcalino, na presença de microorganismos. A primeira dá-se na

presença de bactérias do gênero Nitrossomonas, as quais oxidam o amônio a nitrito.

NH4+ + ½ O2 NO2

- + 2H+ + H2O (equação 1)

37

A segunda fase, a nitratação, consiste na oxidação do nitrito, e dá-se na presença de

bactérias do gênero Nitrobacter:

NO2- + ½ O2 NO3

- (equação 2)

Se não houver uma situação de equilíbrio, ou seja, em situações especiais de

temperatura e em pH baixo, o hidrogênio associado ao NO2- pode resultar em ácido nitroso �

HNO2 (Esteves, 1988).

As bactérias envolvidas nesses processos pertencem à família Nitrobacteracea, são

gram-negativas. Portanto, o processo de nitrificação dá-se, segundo Esteves (1988) e Pádua

(1996), prioritariamente na presença de O2, ou seja, este processo ocorre normalmente na

coluna d�água e na superfície do sedimento. Van Rijn e Shilo (1989) afirmaram que a

atividade dessas bactérias é mais evidenciada na superfície do sedimento (0 a 3m), e que o

sedimento atua como uma fonte de amônio para a interface sedimento/água, pois os processos

os quais as bactérias encontram-se envolvidas ocorrem no sedimento, causando a transição da

amônia para nitrato, como já foi mostrado, promovendo também perdas de nitrogênio por

volatilização (N2 e N2O, resultantes de um outro processo que ocorre no ciclo de nitrogênio,

chamado de desnitrificação).

12.1.2. DESNITRIFICAÇÃO

Ocorre na presença de bactérias com capacidade de utilizar o nitrato como aceptor de

hidrogênio, essas bactérias são conhecidas como anaeróbias ou facultativas, o que significa

que esse processo pode dar-se tanto em meio anaeróbio quanto em aeróbio. Essas bactérias

são capazes de utilizar o nitrato como aceptor de elétrons na cadeia respiratória, ao invés do

O2, dessa forma a desnitrificação também é conhecida como Respiração do Nitrato (Esteves,

1988).

Um dos gêneros envolvidas nesse processo é o Pseudomonas, cujos representantes

são encontradas na primeira camada acima do sedimento (Pádua, 1996).

CH2O + NO3- CO2 + H2O + N2 (equação 3)

12.1.3. AMONIFICAÇÃO

Consiste na redução do nitrato e de outros compostos nitrogenados da decomposição

e excreção a amônio. Este processo ocorre, em geral, no substrato e no sedimento dos

sistemas aquáticos, na presença de bactérias dos gêneros Micrococcus e Sporosarcina, entre

outras, bem como por algumas espécies de fungos, sendo estes últimos em meio ácido

(Esteves, 1988 e Pádua, 1996).

38

CH2O + H+ + NO3- NH4

+ + OH- + 2H2O (equação 4)

O esquema do Ciclo do Nitrogênio encontra-se representado na Figura 10:

FIGURA 10. O ciclo do Nitrogênio, adaptado de Barnabé, 1990.

12.2. PROCESSOS BIOQUÍMICOS ENVOLVIDOS COM OS COMPOSTOS

NITROGENADOS EM PEIXES

12.2.1. RESPIRAÇÃO

Butler e Metcalfe (1983), descrevendo o sistema respiratório de peixes, informaram

que cada um dos arcos branquiais dos peixes possui duas fileiras de filamentos, cada um

desses filamentos possui uma série de projeções (lamelas secundárias) nas superfícies dorsal e

ventral, sendo que as trocas gasosas ocorrem de forma cruzada, com a água em contato com

essas lamelas secundárias. Apesar de haverem diferenças na respiração de espécie para

espécie de peixe, o sistema respiratório geralmente pode ser considerado como um processo

onde a água é forçada a cruzar as brânquias pelo ativo movimento de abertura e fechamento

da boca, sendo esta água succionada pelo ativo fechamento do opérculo nos teleósteos. As

características macro-anatômicas de cada espécie de peixe pode influenciar no volume das

39

cavidades bucal e branquial e o sistema de músculos envolvidos neste processo têm sua

atividade ligada diretamente com o sistema nervoso central, mais especificamente pelos

nervos craniânos.

Os arcos branquiais dos peixes, teleósteos e elasmobranquios, possuem numerosos

mecanoreceptores, nos filamentos e nas raques, os arcos são enervados pelo nervo

glossofaringeal no primeiro arco e pelo vago nos outros arcos.

Roberts (1989) relatou que a área epitelial das brânquias é comparável a área total da

pele e, em algumas espécies é consideravelmente maior, sendo que seu epitélio tem como

função principal viabilizar as trocas gasosas do organismo do peixe com o meio, bem como

são responsáveis pela regulação das trocas de sal e excreção de produtos nitrogenados.

12.2.1.1. AS TROCAS GASOSAS

Os arcos branquiais dos teleósteos são estruturas ósseas curvadas das quais saem

suportes ósseos das lamelas branquiais (os raios branquiais). O ângulo destes raios lamelares

podem ser alterados pelos músculos adutores para ajustar a quantidade de ventilação da

lamela. Dentro destes arcos estão localizadas as artérias eferentes branquiais, as quais

alimentam a aorta dorsal com sangue oxigenado. Já os filamentos branquiais aferentes correm

ao longo da margem opercular da lamela primária, a qual corre abaixo do fluxo d�água. O

sangue entra nos espaços sangüíneos da lamela secundária pelas curtas artérias aferentes

branquiais. O fluxo de sangue desoxigenado passa em direção oposta ao fluxo d�água

bombeado, que passa através das brânquias, resultando em um fluxo contracorrente, o qual é

responsável por 60 a 80 % da transferência de O2 da água para o sangue. Os vasos aferentes

são ramificações da artéria aorta ventral e formam uma extensa rede de capilares ao longo das

lamelas branquiais, o que permite que as trocas gasosas ocorram (Roberts, 1989).

O mesmo autor afirmou que quando comparado aos animais terrestres o custo

energético da oxigenação em peixes é muito alto, especialmente quando as concentrações de

O2D na água são baixas, em águas quentes ou em condições de poluição excessiva. Essa

característica é conhecida na aquicultura como Síndrome do Estresse Respiratório, que ocorre

quando a energia requerida para a ventilação das brânquias excedem a energia liberada para

extrair o oxigênio. O CO2 é altamente solúvel na água o que facilita sua liberação pelas

brânquias ao meio. Evans (1993) afirmou que o gasto energético com a ventilação em peixes,

quando comparado com animais terrestres é da ordem de 4 a 8 vezes maior. Isto se deve ao

fato de que a água contém 1/30 do conteúdo de oxigênio do ar, além da maior viscosidade da

água (840 x ar) e da maior densidade da água (60 x ar).

12.3. O SISTEMA CIRCULATÓRIO

40

Os peixes são heterotérmicos (sangue frio), possuem sangue vermelho, o qual adapta

a temperatura corporal com a temperatura do meio ambiente. O volume do sangue representa

dois porcento do peso do corpo, sem incluir a linfa (Usinger et al. 1995).

Dos ciclóstomos aos teleósteos, com exceção dos dipnóicos, o sistema circulatório é

simples, pois somente o sangue não oxigenado passa pelo coração.

O coração nos teleósteos está situado dentro do pericárdio anterior, na cavidade

principal do corpo e, normalmente, localiza-se ventralmente à faringe. O sangue venoso

desoxigenado entra no sinus venosus do ducto de Cuvier e veias principais, passa para a

aurícula e em seguida para o ventrículo, daí segue para o cone ventral, que se divide em

quatro pares de artérias, as eferentes branquiais, uma para cada par de brânquia. Nas

brânquias, as artérias ramificam-se numa rede capilar, onde o sangue é oxigenado,

tranformando-se em sangue arterial que irriga todos os órgãos e tecidos e, após isso é

conduzido para o coração através de quatro veias, duas vindas da cabeça, as cardinais

anteriores ou jugulares e duas provenientes da parte posterior do corpo, as veias cardinais

posteriores, ou veias cava; estas últimas, em cada lado do corpo do peixe, juntam-se no ducto

de Cuvier, que abre-se no seio venoso, onde desembocam as veias porta renal e hepática

(Rankin et al., 1983).

12.3.1. TRANSPORTE DE GASES NO SANGUE

De acordo com Evans (1993), o oxigênio é transportado no sangue de duas formas,

como oxigênio fisicamente dissolvido e como oxigênio quimicamente ligado a um pigmento

respiratório chamado hemoglobina. A quantidade de oxigênio fisicamente dissolvido é

determinada essencialmente pela pressão de oxigênio (PO2) existente e pelo coeficiente de

solubilidade do O2 no plasma. Este tipo de O2 corresponde a menos que 5 % do total

transportado no sangue. A quantidade de hemoglobina dentro das células vermelhas do

sangue (concentração média de hemoglobina celular � MCHC) parece ser relativamente

constante entre as espécies. Este autor citou o valor de 30g/100ml, mas as quantidades de

células vermelhas no plasma são altamente variáveis, o que indica que a capacidade de

transporte de O2 pela hemoglobina está diretamente relacionado ao hematócrito.

A natureza dinâmica da ligação entre a hemoglobina e o oxigênio (Hb-O2) é afetada

por vários moduladores alostéricos intracelulares, incluindo a adenosina trifosfato (ATP) para

salmonídeos e elasmobranquios e guanosina trifosfato (GTP) para carpas, enguias e goldfish,

entre outros. Esses moduladores são conhecidos genericamente como nucleosíodeos trifosfato

(NTPs) e, as quedas de seus níveis causam aumento da afinidade da ligação Hb-O2, indicado

pela redução da P50 (a PO2 na qual 50% da hemoglobina estão saturados com O2). O efeito da

41

alteração do pH na afinidade Hb-O2 é chamado de efeito de Bohr. Reduções no pH devidas ao

aumento na produção de ácidos metabólicos ou CO2 reduzem a afinidade da ligação Hb-O2

(Evans, 1993).

O mesmo autor informou que em algumas espécies de peixes as mudanças no pH não

somente afetam a máxima capacidade de ligação com O2 de forma que em pH baixo não

ocorre a completa saturação da hemoglobina, mesmo em situação de níveis suprafisiológicos

de PO2, a este efeito da acidose, de redução dos níveis de O2 no sangue dá-se o nome de

Efeito Root em homenagem ao seu identificador. Este efeito é fisiologicamente importante no

estabelecimento das pressões parciais de O2 extremamente altas na bexiga natatória ou no

humor vitreo dos olhos, via acidificação do sangue e, conseqüente liberação do O2 da

hemoglobina na rede maravilhosa (rete mirabile) e na rede coróide (rete Choroid),

respectivamente. Já com respeito ao CO2, a quantidade total de CO2 transportado no sangue

dos peixes é a soma do CO2 fisicamente dissolvido e o CO2 quimicamente ligado, sendo que o

CO2 fisicamente dissolvido, tal como o O2 fisicamente dissolvido constitui menos que 5 % de

todo o CO2 transportado no sangue dos peixes. O CO2 quimicamente ligado é a diferença

entre o total e o fisicamente dissolvido, e é equivalente à concentração de HCO3- (CO3

-- é

desprezível em pH fisiológico) mais algum CO2 ligado às proteínas plasmáticas ou à

hemoglobina (chamado de Carbamido CO2). O Carbamido CO2 tem pouca importância para

peixes, talvez devido à acetilação do terminal dos grupos -amino na cadeia alfa da

hemoglobina. Então a maior fração do CO2 total é transportada na froma de HCO3- e

geralmente constitui cerca de 90 a 95 % do total de CO2 no sangue. HCO3- é transportado no

plasma e nas células vermelhas, com uma maior fração residindo no plasma.

12.4. QUÍMICA DA RESPIRAÇÃO

Smith et. al (1988) relataram que a descrição da concentração de um gás em solução

é dada citando-se a pressão parcial com que essa solução poderia estar em equilíbrio, a isso

dá-se o nome de tensão do gás na solução e, é expressa em milímetros de mercúrio (mmHg).

Como já foi visto, as trocas gasosas entre o peixe e a água dão-se ao nível das

brânquias, de forma que o O2 difunde-se para o sangue circulante através das paredes

capilares, por meio de um mecanismo denominado, diferença de gradiente de concentração,

ou seja, a pressão parcial de O2 (PO2) na água é muito superior à PO2 do sangue, ocorrendo aí

a difusão do O2 do meio mais concentrado (água) para o meio menos concentrado (sangue)

até que não haja diferença de concentração. Já o CO2 realiza uma migração oposta, passando

do sangue para o meio, sendo que a diferença de concentração entre o sangue e o meio, para

que ocorra a difusão deste gás para a água é muito menor que a do O2 , pois o coeficiente de

42

difusão do CO2 é 30 vezes maior que o do O2. O esquema da troca do CO2 entre a água e o

sangue encontra-se apresentado na Figura 11.

FIGURA 11. Representação esquemática dos processos que ocorrem quando o CO2

passa dos tecidos para os eritrócitos. O grupo imidazol da histidina é mostrado

como a porção reativa da molécula de hemoglobina (Smith et al. 1980). No organismo (corrente sangüínea) o O2 liga-se à hemoglobina (Hb), de modo que

cada grama de hemoglobina pode combinar-se a 1,34 ml de O2. Devido à sua estrutura

peculiar, a Hb possui propriedades funcionais particularmente adequadas para satisfazer as

demandas da respiração. Cada uma das quatro cadeias polipeptídicas na globina, 2 2,

contém uma molécula heme, sendo que cada heme pode se ligar reversivelmente através do

átomo de ferro a uma molécula de O2 (Smith et al, 1988), como segue:

2 2 (heme)4 + 4 O2 2 2 (heme - O2 )4 (equação 5)

Desoxiemoglobina Oxiemoglobina

Os autores ainda afirmaram que a hemoglobina pode apresentar-se de diferentes

formas:

- Desoxiemoglobina - é a hemoglobina não ligada ao O2 e apresentando o heme

com o Ferro ferroso (Fe++) - também chamada de Ferremoglobina ou hemoglobina reduzida

Hb;

- Oxiemoglobina - é a desoxiemoglobina com os quatro grupos hêmicos ligados

reversivelmente à uma molécula de O2 HbO2;

43

- Carboxiemoglobina - é a Hb ligada a quatro moléculas de CO. Esta é fotossensível,

na presença de luz se degrada e libera CO. Pode ligar-se também a quatro moléculas de NO,

mais estável HbCO e HbNO;

- Metaemoglobina - é a Hb com o Fe++ oxidado por peróxidos, ferricianeto ou

quinonas, fazendo com que a hemoglobina perca a afinidade pela ligação com o O2, podendo

ser reduzida a Hb pela ação de agentes como ditionita (Na2 S2O4) Methb;

- Cianometaemoglobina - é a MetHb reagindo com o CN- , produzindo outros

derivados como azida e sulfeto.

12.5. DIGESTÃO E EXCREÇÃO DE NITROGÊNIO EM PEIXES

Rankin e Jensen (1993) descreveram a excreção de produtos nitrogenados onde

informaram que o processo de desaminação de aminoácidos pode liberar grupos amino que

não podem ser reciclados em outros processos metabólicos, devendo ser excretados. Em

peixes, a excreção do nitrogênio dá-se principalmente (cerca de 80%) pela superfície das

brânquias sob a forma de íons amônio e amônia, cuja maior parte é produzida no fígado donde

são transportadas pelo sistema sangüíneo para as brânquias, rins e músculos. Outros produtos

finais do metabolismo do nitrogênio (uréia e creatina) são produzidos em menor quantidade e

podem ser excretados pela urina, pela pele ou mesmo pelas brânquias. As fontes de nitrogênio

podem ser endógenas, cuja origem é resultado das transaminação e desaminação de

aminoácidos retirados da proteína dos tecidos, sendo que a maior parte (cerca de 90%) destes

aminoácidos são reutilizados na síntese protéica, e a sua taxa de excreção é extremamente

baixa e só ocorre quando os peixes são privados de alimento por vários dias (jejum severo), e

o nitrogênio exógeno que é considerado como o resultado da desaminação direta dos

aminoácidos ingeridos e absorvidos do alimento. A excreção deste nitrogênio é influenciada

por vários fatores tais como, taxa de alimentação, conteúdo e fonte de proteína do alimento, e

da composição aminoacídica da dieta. Com respeito aos níveis de aminoácidos essenciais e

não essenciais, a excreção do nitrogênio exógeno é principalmente influenciada pelo tamanho

do peixe e pela temperatura ambiente.

A ingestão de alimento pode levar a um aumento na taxa de excreção, com o seu pico

sendo atingido algumas horas após a total ingestão. O maior aumento na excreção de

nitrogênio pode ser devido a um pico na excreção de amônia/amônio, com a taxa de produção

de uréia e sua excreção pouco afetada pela ingestão do alimento. No pico a taxa de excreção

de amônia de um peixe recentemente alimentado pode ser duplamente maior que a de um

peixe não alimentado. A excreção exógena pode declinar lentamente até o nível endógeno de

44

excreção após um período de várias horas ou talvez dias, a duração desse tempo será

determinada pelo tamanho do alimento, sua composição (relação proteína:energia e balanço

de aminoácidos) e pela temperatura da água. Com respeito a perda energética no processo de

excreção do nitrogênio exógeno, estima-se que esta seja da ordem de quatro a 15 % da energia

ingerida, dependendo do regime alimentar, composição da dieta e condições sob as quais os

peixes estão sendo mantidos (Rankin e Jensen, 1993).

Lovell (1989), tomando como exemplo um exemplar de Ictalurus punctatus de um

quilograma de peso vivo, alimentado com uma dieta artificial com 32 % de proteína bruta

(PB), excreta aproximadamente 600 mg de amonia, este resultado baseou-se nas seguintes

suposições: um peixe de um quilograma de peso vivo consome 25 g de alimento/dia; 20% da

proteína é tida como não utilizável, 40% é retida no organismo e os 40% restantes são

excretados pelo peixe como amônia ou outros produtos que podem ser rapidamente

convertidos em amônia pelas bactérias. Calculando-se assim como segue:

(25 g de alimento) X (32 % PB) X (16 % de N na proteína) X (40% de N excretado)

X (1,2g de NH3 por grama de N) = 614,40 mg de amônio

A produção dos compostos nitrogenados destinados à excreção dão-se com já visto

através da desaminação protéica e degradação oxidativa dos aminoácidos, nas Figuras 12 e

13 encontra-se apresentados resumos esquemáticos do catabolismo de aminoácidos.

FIGURA 12. Apresentação esquemática do catabolismo de aminoácidos e excreção

de nitrogênio.

Fonte: Lehninger et al. 1993.

45

FIGURA 13. Resumo do metabolismo de aminoácidos em peixes segundo Walton,

1985.

A amônia/amônio, principal composto nitrogenado excretado pelos peixes é formada

à partir do glutamato, o que segundo Lenninger et al (1993) é transportado do citosol para o

interior das mitocôndrias, onde ele sofre a desaminação oxidativa, catalisada pela L-glutamato

desidrogenase. Essa enzima, presente na matriz mitocondrial requer NAD+ (ou NADH+) como

receptor dos equivalentes produtores (ATP e GTP). A ação combinada das aminotranferases e

da glutamato desidrogenase é conhecida como transdesaminação. Alguns poucos aminoácidos

contornam a via da transdesaminação e sofrem desaminação oxidativa direta. A molécula da

enzima glutamato desidrogenase consiste de seis subunidades idênticas e, sua atividade é

regulada ADP (modulador positivo) e pelo GTP (modulador negativo) e por um produto da

reação catalizada pela succinil-CaA sintetase (enzima do Ciclo do ácido cítrico), como

mostrado na Figura 2.6.. O controle do fornecimento de energia para o hepatócito é realizado

pela variação na intensidade da atividade da glutamato desidrogenase, tornando o -

cetoglutarato disponível para o ciclo do ácido cítrico, liberando NH4+ para excreção. A

atividade cessa quando o GTP acumula-se na mitocôndria, inibindo a desaminação oxidativa

(Lehninger et al, 1993).

Proteínas dos Tecidos

Fontes não Protéicas

ENERGIA

Hormônios Purinas Neurotransmissores Etc.

Ciclo do ácido cítrico

Glicose

Lipídios

AMÔNIA

DIETA

POOL DE

AMINOÁCIDOS

CORPORAIS

CETO-ÁCIDOS

46

FIGURA 14. Ação da enzima glutamato desidrogenase

12.6. O DESTINO DA AMÔNIA/AMÔNIO APÓS A EXCREÇÃO PELOS

PEIXES

Tucker e Robinson (1990) reportaram que a amônia na água estabelece um equilíbrio que

pode ser descrito como se segue:

NH3 + H2O = NH4+ + OH- (equação 6)

A proporção relativa de NH3 e NH4+ depende primariamente do pH e da temperatura,

ou seja, para uma dada concentração de amônia total, a concentração de amônia não-ionizada

aumenta com o aumento do pH e da temperatura.

Como já visto, a amônia é o principal produto da degradação protéica em peixes. O

pH do sangue do Ictalurus punctatus, segundo Tucker e Robinson (1990), é de 7,3 a 7,6 , e a

maior parte da amônia é transportada no sangue como NH4+. A amônia é excretada nas

brânquias como NH3, por difusão. Como a NH3 é perdida, ocorre um restabelecimento

contínuo do equilíbrio no sangue, levando mais amônia na forma não-ionizada difuzível. Esse

sistema promove uma perda local do metabólito amônia, desde que as concentrações no

ambiente sejam baixas. Após se difundir pelas membranas branquiais, a amônia não-ionizada

restabelece um equilíbrio com a amônia ionizada, equilíbrio este, dependente do pH e da

temperatura da água. Uma pequena quantidade da amônia é excretada pelo peixe na forma de

NH4+, em troca ativa pelo sódio (Na

+). A concentração ambiental de amônia não-ionizada

aumenta, o gradiente de concentração entre o sangue e a água é reduzido e a taxa de excreção

de amônia diminui, isso resulta em um aumento nos níveis deste produto no sangue.

As concentrações de amônia não-ionizada na água podem sofrer dramáticas

variações no ciclo nictemeral, devido às mudanças diuturnas no pH, reguladas pelas reservas

alcalinas e, pelos processos de fotossíntese/respiração dos vegetais e, pela decomposição da

47

matéria orgânica, de forma que durante as horas iluminadas o pH está alto, atingindo seu pico

no meio da tarde, fazendo com que uma fração maior de amônia esteja presente no meio como

NH3. Já quando o pH se reduz à noite, em função da maior concentração de CO2 na água

(originário principalmente pela respiração dos vegetais), as concentrações de NH3 diminuem.

Essas variações constantes nas concentrações de NH3 e seu oposto (em termos de

concentração na água) NH4+ na água , dificultam o estabelecimento do nível crítico da NH3

sobre os peixes (Tucker e Robinson, 1990).

A Figura 15. apresenta um diagrama esquemático do movimento da difusão da

amônia das brânquias para a água, em função do gradiente de concentração.

A Tabela 6. apresenta a distribuição nas concentrações de NH3 e NH4+ na água, em

função do pH e da temperatura ambiente.

TABELA 6. Porcentagem de amônia não-ionizada, em água doce, a diferentes

valores de pH e temperatura

Temp

oC PH

6,0 6,5 7,0 7,5 8,0 8,5 9,0 9,5 10,0 2 0,0097 0,0309 0,0977 0,308 0,968 3,000 8,90 23,6 49,4 4 0,0115 0,0364 0,115 0,363 1,14 3,25 10,3 26,7 53,6 6 0,0136 0,0425 0,135 0,427 1,34 4,11 11,9 30,0 57,6 8 0,0159 0,0503 0,159 0,501 1,57 4,79 13,7 32,3 61,4 10 0,0186 0,0589 0,186 0,586 1,83 5,56 15,7 37,1 65,1 12 0,0218 0,0688 0,217 0,684 2,13 6,44 17,9 40,8 68,5 15 0,0274 0,0865 0,273 0,859 2,67 7,97 21,5 46,4 73,3 20 0,0397 0,125 0,396 1,24 3,82 11,2 28,4 55,7 79,9 22 0,0459 0,145 0,457 1,43 4,39 12,7 31,5 59,2 82,1 24 0,0530 0,167 0,527 1,65 5,03 14,4 34,6 62,6 84,1 26 0,0610 0,193 0,607 1,89 5,75 16,2 37,9 65,9 85,9 27 0,0654 0,207 0,651 2,03 6,15 17,2 39,6 67,4 86,8 28 0,0701 0,221 0,697 2,17 6,56 18,2 41,2 68,9 87,5 29 0,0752 0,237 0,747 2,32 7,00 19,2 42,9 70,4 88,3 30 0,0805 0,254 0,799 2,48 7,46 20,3 44,6 71,8 89,0

Fonte: Boyd, 1982.

48

Estudos mais aprofundados, relatados por Evans (1993), encontraram que há três

formas de transferência da amônia do epitélio das brânquias dos peixes para a água, ou seja,

difusão não-iônica, difusão iônica e transferência iônica ativa, mediada pelos movimentos do

íon Na+. A intensidade destas três formas de trocas estão condicionadas à composição da

água, entre outros fatores. A eliminação por difusão iônica de amônia (como NH4+), ou pela

atividade de troca iônica do NH4+ contra o Na+, implica na alcalinização dos fluidos corporais,

pela remoção de íons H+ utilizados para a ionização do NH3. Este processo pode representar

uma grande alcalinização interna, alterando o sistema de regulação ácido-base, o que implica

em um aumento no consumo de O2 de 15 %, afirmou o autor. O mecanismo de troca

NH4+/Na+ é grandemente utilizado sob condições de estresse ácido-base, como indicado pela

normalmente alta taxa de eliminação de amônia, mesmo durante severas perturbações ácido-

base. Somente durante condições especiais a eliminação de amônia é aumentada, tal como

durante a indução de distúrbios no equilíbrio ácido-base pela infusão clorídrica da amônia, ou

pelo pH ambiental baixo. O aumento do fluxo amoniacal está provavelmente relacionado com

difusão não iônica de NH3 pelo epitélio branquial, tal como a eliminação de CO2.

FIGURA 15. Diagrama esquemático do movimento da amônia através das

membranas branquiais (Adaptado de Tucker e Robinson, 1990)

AMBIENTE COM BAIXA CONCENTRAÇÃO DE NH3

Desaminação de Aminoácidos

AMBIENTE COM ALTAS CONCENTRAÇÕES

DE NH3

SANGUE BRÂNQUIAS ÁGUA

49

A Tabela 7. apresenta as taxas e porcentagens relativas de excreção de nitrogênio

como Amônia-N e Uréia, pelas brânquias e rins.

TABELA 7. Taxas (mol-N/kg/h) e Porcentagens Relativas de excreção de nitrogênio

como Amônia-N e Uréia-N pelas Brânquias e pelos Rins (Adaptado de Evans, 1994). Brânquias Rins

Espécie

Meio Amônia Uréia Amônia Úréia

Cyprinus carpio Água Doce 315 (88%) 27 (7%) 15 (4%) 3 (1%)

Cyprinus carpio Água Doce 115 (82%) 11 (8%) 15 (10%) 0 (0%) Carassius auratus Água Doce 177 (79%) 28 (13%) 17 (7%) 2 (1%) Onchorhynchus mykiss Água Doce 270 (86%) 34 (11%) 4 (1%) 6 (2%) Oreochromis mossambicus Água Doce 59 (61%) 24 (25%) 0 (0%) 13 (14%) Onchorhynchus clarki

henshawi

Mar 105 (56%) 60 (32%) 19 (10%) 4 (2%)

Periophtalmus cantonensis 25 % mar 351 (47%) 174 (23%) 94 (13%) 131 (17%) Crenilabrus melops Mar 263 (67%) 6 (2%) 109 (28%) 12 (3%) Potamotrygon sp Água Doce 981 - 70 ? -30 Raja erinacea Mar 111 454 ? 24

12.7. O EFEITO DA AMÔNIA EM PEIXES

De acordo com Boyd (1982) a amônia presente na água pode originar-se por meio de

fertilizantes, excrementos dos peixes e pela ação microbiana. Os organismos produtores

absorvem rapidamente o amônio, certas bactérias como já mencionado oxidam amônia a

nitrato, e a amônia pode ser removida de outras formas, mas em tanques, quando utiliza-se

altas taxas de estocagem, com os peixes sendo alimentados com dietas suplementares, os

níveis de amônia podem aumentar consideravelmente.

Na água a amônia não-ionizada existe em equilíbrio, pH e temperatura dependente,

como o íon amônio:

NH3 + H2O = NH4+ + OH- (equação 7)

A amônia (NH3) é altamente tóxica para os peixes, mas o amônio (NH4+) possui

baixíssima toxidez. A soma da amônia mais o íon amônio é chamada de nitrogênio amoniacal.

A concentração de amônia não-ionizada para um dado pH e temperatura é calculada

multiplicando-se a concentração de nitrogênio amoniacal pela porcentagem de amônia não-

ionizada, para um dado pH e temperatura. Boyd (1982) citou como exemplo uma água com

pH 7,0 a 26 ºC, e 2,0 mg/l de nitrogênio amoniacal, desta forma a concentração de NH3 = 2,0

mg/l x 0,006 = 0,012 mg/l, a um pH = 9,0 a 28ºC a concentração de NH3 = 2,0 x 0,4123 = 0,

823 mg/l.

50

O aumento da concentração de NH3 na água faz com que as taxas de excreção de

amônia/amônia pelos peixes se reduza, promovendo uma retenção destes compostos no

sangue e nos tecidos, o que eleva o pH do sangue, pois como foi mostrado na equação, há

uma grande produção de íons hidroxila, provocando efeitos adversos nas reações catalizadas

por enzimas e na estabilidade das membranas, reduzindo a concentração interna de íons,

aumenta a exigência de consumo de O2 pelos tecidos (por compensação, pela menor

oxigenação dos sangue), prejudica a estrutura das brânquias; diminui a capacidade de

transporte de O2 pelo sangue devido à alterações na afinidade da ligação Hb-O2; promove

danos em nível histológico nos rins (pelo incremento do fluxo urinário), baço, tecido

tireóidiano e no sangue; diminui a resistência à doenças e reduz o crescimento pelo bloqueio

no processo de fosforilação oxidativa, incapacitando o organismo de transformar a energia do

alimento em ATP (Boyd, 1982, Tavares, 1995, Pádua, 1996 e Arana, 1997).

Além destes efeitos a amônia não-ionizada pode reduzir as taxas de eclosão de ovos

de peixes, bem como as taxas de sobrevivência de larvas e alevinos (Alabaster e Lloyd, 1980,

Holt e Arnold, 1983). A Tabela 2.3. apresenta uma revisão dos efeitos tóxicos da amônia para

diferentes espécies de peixes.

19 TABELA 8. Efeitos tóxicos da Amônia para diferentes espécies de peixes.

CONCENTRAÇÃ

O DE NH3 (em

mg/l)

PERÍODO DE EXPOSIÇÃO EFEITO NOS PEIXES ESPÉCIE

AUTOR/ANO

0,25 Peixes de 17 a 23 cm Aumento linear na produção de

urina, em função de um aumento

na temperatura da água

Salmo gairdneri

Lloyd e Orr, 1969

0,54 Peixes de 200 � 300g � 14 � 15ºC letalidade Salmo gairdneri Smart (1976) 0,25 Exposição contínua dos ovos e dos alevinos

por 42 dias após a eclosão LC50 com 21 dias de

experimento Salmo gairdneri Burkhalter e Kaya (1977)

0,05

Exposição contínua dos ovos e dos alevinos

por 42 dias após a eclosão Crescimento lento Salmo gairdneri Burkhalter e Kaya (1977)

0,1

Exposição contínua dos ovos e dos alevinos

por 42 dias após a eclosão Lesões branquiais Salmo gairdneri Burkhalter e Kaya (1977)

0,19

Exposição contínua dos ovos e dos alevinos

por 42 dias após a eclosão Hidropesia vesicular Salmo gairdneri Burkhalter e Kaya (1977)

0,49 Ovos em incubação � 96 horas LC50 Salmo gairdneri Alabaster e Lloyd (1980) 0,35 Ovos em incubação � 21 dias LC50 em 12 dias de exposição Salmo gairdneri Alabaster e Lloyd (1980) 0,37 Alevinos em absorção do vitelo � 96 horas LC50 Salmo gairdneri Alabaster e Lloyd (1980) 0,16 Os mesmos 32 dias depois � 96 horas LC50 Salmo gairdneri Alabaster e Lloyd (1980)

0,01 � 0,07 Reprodutores expostos por 11 meses Sem efeito da fertilidade nem na viabilidade dos ovos

Salmo gairdneri Thurston et al. (1984)

0,04 Reprodutores mantidos por 52 meses � pH 7,7 � 9 a 10ºC

Lesões branquiais e nefroses

epiteliais Salmo gairdneri Thurston et al. (1984)

0,04 Exposição contínua Hipertrofia com necrose das brânquias e degeneração dos

túbulos renais

Salmo gairdneri Thurston et al. (1984)

0,4 Peixes com 5 cm mantidos por 90 dias � pH 7,9 � 8 a 12ºC

Alterações nervosas e

inapetência, nefroses epiteliais Salmo gairdneri Daout e Ferguson (1984)

0,12 � 0,4 - Danos no tecido branquial Salmo gairdneri Lovell (1989) 1,48 Alevinos de 0,14g exposição por 24 horas LC50 Odontesthes argentinenses Ostrensky e Brugger (1992) 1,30 Alevinos de 0,14g exposição por 48 horas LC50 Odontesthes argentinenses Ostrensky e Brugger (1992) 0,80 Alevinos de 0,14g exposição por 72 horas LC50 Odontesthes argentinenses Ostrensky e Brugger (1992) 0,80 Alevinos de 0,14g exposição por 96 horas LC50 Odontesthes argentinenses Ostrensky e Brugger (1992)

0,6 � 2,0 Curta exposição Geral Maior parte das espécies European Inland Fisheries

20

Comission (1973) 0,4 � 3,1 Exposição 24 horas LC50 Ictalurus punctatus Colt e Tchobanoglous (1976)

3,8 Exposição por 96 horas a 30ºC LC50 Ictalurus punctatus Colt e Tchobanoglous (1976)

2,85 Peixes com 20 a 47 g expostos por 24 horas � pH 8,0 e 25oC

Crescimento lento Ictalurus punctatus Robinette, (1976)

2,36 Alevinos expostos por 24 horas LC50 Ictalurus punctatus Robinette (1976) 0,12

- Redução no crescimento e danos

branquiais Ictalurus punctatus Robinette (1976)

0,52 Exposição por 31 dias Sem crescimento Ictalurus punctatus Colt e Tchobanoglous (1978) 1,90 Peixes de 1,0-1,3g expostos por 96 horas �

pH 7,5 e 28ºC Crescimento lento Ictalurus punctatus Colt e Tchanoglous (1978)

2,5 -

Letalidade Ictalurus punctatus Lovell (1989)

0,12 � 0,4 - Danos no tecido branquial Ictalurus punctatus Lovell (1989) 1,3 +-0,31 Alevinos de 0,2g LC50 com 10 dias- lentidão e

ausência no crescimento Anguila anguilla Sadler (1981)

1,75 +- 0,20 - Toxicidade aguda Anguila anguilla Sadler (1981) 0,14 - Toxixidade crônica Anguila anguilla Sadler (1981) 0,55 24 � 28 horas de idade Altas taxas de mortalidade Sciaenops ocellatus Holt e Arnold (1983) 0,39 24 � 28 dias de idade LC5096h Sciaenops ocellatus Holt e Arnold (1983) 0,2 - Toxidez crônica Geral Ono e Kubitza (1997)

0,7 � 2,4 Curto período de exposição Letalidade generalizada Geral Ono e Kubtiza (1997) - Alevinos de 0,58 a 2,0g � 16 a 20ºC Crescimento lento S. solea Anderson (1979) - Alevinos de 2,3g a 17ºC Toxicidade crônica P. maxima Anderson (1979)

2,9 Juvenis expostos por 96 horas LC50 T. aurata Redner e Stickney (1979) 4,1 Juvenis adaptados por 35 dias a 0,6 mg/l de

amônia Sobrevivência total T. aurata Redner e Stickney (1979)

0,037 Alevinos expostos por 60 dias Severa redução no crescimento Mugil platanus Miranda Filho et al. (1995) 0,6 � 2,0 Exposição por 24 e 48 horas LC50 e toxicidade aguda Cyprinus carpio Alabastery e Lloyd (1980)

1,87 Alevinos com 206g expostos por 48 horas LC50 Cyprinus carpio Hasan e Machintosh (1986) 1,84 Alevinos com 206g expostos por 96 horas LC50 Cyprinus carpio Hasan e Machintosh (1986) 1,78 Alevinos com 206g expostos por 168horas LC50 Cyprinus carpio Hasan e Machintosh (1986) 1,76 Alevinos com 299g expostos por 48 horas LC50 Cyprinus carpio Hasan e Machintosh (1986) 1,74 Alevinos com 299g expostos por 96 horas LC50 Cyprinus carpio Hasan e Machintosh (1986) 1,68 Alevinos com 299g expostos por 168 horas LC50 Cyprinus carpio Hasan e Machintosh (1986) 0,57 Peixes com 24 dias � 96 horas de exposição LC50 Ctenopharyngodon idella Zhou et al. (1986) 1,61 Peixes com 47dias � 96 horas de exposição LC50 Ctenopharyngodon idella Zhou et al. (1986)

Continuação da Tabela 8......

21

1,68 Peixes com 125dias � 96 horas de exposição LC50 Ctenopharyngodon idella Zhou et al. (1986) 1,73 Peixes com 47 dias � 48 horas de exposição LC50 Ctenopharyngodon idella 2,05 Peixes com 60 dias � 48 horas de exposição LC50 Ctenopharyngodon idella Zhou et al. (1986) 2,14 Peixes com 125 dias � 48 horas de

exposição LC50 Ctenopharyngodon idella Zhou et al. (1986)

15,78 48 horas de exposição LC50 Clarias batrachus Sripumum e Sonsiri (1982) 0,7-1,2 - LC50 Micropterus salmoides Ruffier et al. (1981)

Continuação da Tabela 8.......

22

12.8. A TOXIDEZ DE NITRITO EM PEIXES

O nitrito (NO2-) é a forma ionizada do ácido nitroso (HNO2) �( segundo a reação �

HNO2 = H+ + NO2-), como já foi observado o nitrito é um composto produzido no ciclo do

nitrogênio, é um resultado intermediário da ação das bactérias nitrificantes da amônia a

nitrato, em meios oxidantes, ou origina-se como um produto da desnitrificação do nitrato em

ambientes redutores, apresenta sua toxicidade dependente de sua concentração no meio, bem

como do estado fisiológico dos peixes (Thurston e Russo, 1978).

O nitrito pode causar mortalidade nos organismos aquáticos, pois em elevadas

concentrações no meio aquático pode causar a oxidação do ferro da hemoglobina (o ferro

passa do estado ferroso � Fe+2 � para o estado férrico � Fe+3), tranformando-a em

metaemoglobina, comprometendo a capacidade de transporte de O2 para os tecidos (Chen et

el, 1986), matando o indivíduo por asfixia e cianose (Spotte, 1979). No sangue quando

presente a Met-Hb, em altas concentrações, apresenta uma coloração característica marrom,

com a tonalidade dependendo da concentração de Met-Hb (Huey et al., 1980).

Segundo Arana (1997) os peixes são incapazes de absorver o ácido nitroso, bem

como o nitrito, por ambos serem ativamente tranportados através das brânquias pelas células

lamelares de cloro. Já Tucker e Robinson (1990) afirmaram que o nitrito entra na corrente

sanguínea primariamente como ácido nitroso quando o pH está abaixo de 5. Com valores de

pH maiores, o nitrito passa ativamente concentrado da água para o sangue pelo mesmo

mecanismo responsável pelo transporte do ânion cloro, através das brânquias. O mecanismo

não pode discriminar os dois íons, pois ambos carregam uma carga negativa e, apresentam

tamanho iônico similar. Se uma quantidade suficiente de cloro está presente, pouco nitrito

pode entrar na circulação mesmo se a concentração ambiental de nitrito for alta. Então a

adição do cloro, através da aplicação de sal comum (NaCl) é uma tática adequada sob

condições de altos níveis de nitrito, sendo que os autores recomendam que se mantenha na

água uma relação de 10:1 de cloro:nitrito. Já para exposição de longo-tempo, recomenda-se

que esta proporção seja de 20:1, pois a quantidade de cloro irá controlar a quantidade de Met-

Hb que será produzida como mostra a Figura 2.8.. Já Stickney (1994), afirmou que a adição

de vitamina C na dieta dos peixes aumenta a tolerância às concentrações de nitrito na água,

pois essa vitamina reduz a metaemoglobina para hemoglobina, age também reduzindo os

efeitos do estresse, aumentando a resistência dos peixes às doenças e infecções.

23

FIGURA 16: Relação entre a taxa ambiental de cloro:nitrito e a quantidade de

metaemoglobina (em porcentagem da hemoglobina total) formada no sangue de Ictalurus

punctatus.

Stickney (1994) em uma revisão encontrou que os salmonídeos, em geral, são as

espécies mais sensíveis ao nitrito na água.

Huey et al. (1980) observaram que o pH tem uma relação direta com a formação da

Met-Hb, sendo que quanto maior for o pH, maior será a toxidez do nitrito, provavelmente

devido ao incremento da forma ionizada, mas este efeito pode tornar-se secundário na

presença de altas concentrações de cloretos e carbonatos na água. Kinkelin et al. (1991)

afirmaram que o NO2- é produzido em águas com alcalinidade baixa (25 mg de bicarbonatos)

e com pH geralmente inferior a 7,0. Afirmaram ainda que uma água normal não deve conter

nitritos, mas devido à contaminação, podem produzir acidentes, e que em cultivos intensivos a

reutilização da água favorece a aparição de alterações nos peixes devidas ao nitrito.

Como efeitos crônicos da exposição dos peixes ao nitrito, observou-se um aumento

na susceptibilidade às enfermidades bacterianas (Hanson e Grizzle, 1985).

Arana (1997) citando um trabalho de revisão de Lewis e Morris (1986) apresentou

uma tabela relacionando o efeito do nitrito com a composição eletrolítica da água,

considerando-se várias espécies de peixes e, esses dados encontram-se na Tabela 9.

Porcentagem de Metaemoglobina

RELAÇÃO ENTRE ppm DE CLORO E ppm DE NO2--N

24 TABELA 9. Concentrações letais de nitrito (mg/l) com 50 % de mortalidade (LC50 96 horas) para algumas espécies de cultivo � Adaptado de Lewis e Morris (1986) citdados por Arana (1997).

ESPÉCIE Cl

- (mg/l) Ca

++

(mg/l)

CaCO3

(mg/l)

TO

C pH LC50 Nitrito

(96h)

Salmo gairdneri 0,35 60 176 10 7,9 0,24

Salmo gairdneri 0,24 54 186 11 8,6 0,70

Salmo gairdneri 1,40 8 25 10 6,2 0,50

Salmo gairdneri 1,90 16 50 10 6,8 0,50

Salmo gairdneri 40,90 50 177 10 7,7 12,20

Salmo gairdneri 10,00 51 184 12 8,6 5,34

Ictalurus punctatus 22,00 80 190 32 7,9 7,10

Cyprinus carpio 10,00 - - - - 32,00

Micropterus salmoides 22,00 80 190 23 7,9 140

Lepomis macrochirus 60,00 - - 30 4,0 2,40

Tilapia aurea 22,00 80 190 23 7,9 16,00

A seguir apresentamos uma tabela (Tabela 10), informando a toxidez do nitrito para

várias espécies de peixes.

26

TABELA 10. O efeito do nitrito em diferentes espécies de peixes

CONCENTRAÇÃO

DE NO2-

PERÍODO DE EXPOSIÇÃO EFEITO NO PEIXE ESPÉCIE AUTOR/ANO

33,8 24 horas de exposição LC50 Ictalurus punctatus Konikoff (1975) 28,8 48 horas de exposição LC50 Ictalurus punctatus Konikoff (1975) 27,3 72 horas de exposição LC50 Ictalurus punctatus Konikoff (1975) 24,8 96 horas de exposição LC50 Ictalurus punctatus Konikoff (1975) 7,1 96 horas de exposição LC50 Ictalurus punctatus Konikoff (1975) 4,6 96 horas de exposição LC50 Ictalurus punctatus Konikoff (1977)

13,0 96 horas de exposição LC50 Ictalurus punctatus Russo e Thurston 1 Juvenis de 7 a 10 cm expostos por 24 horas LC100 Ictalurus punctatus Huey et al. (1980) 2 Juvenis de 7 a 10 cm expostos por 24 horas LC100 Ictalurus punctatus Huey et al. (1980) 3 Juvenis de 7 a 10 cm expostos por 24 horas LC100 Ictalurus punctatus Huey et al. (1980) 4 Juvenis de 7 a 10 cm expostos por 24 horas LC100 Ictalurus punctatus Huey et al. (1980) 5 Juvenis de 7 a 10 cm expostos por 24 horas LC100 Ictalurus punctatus Huey et al. (1980)

1,8 Alevinos de 100g expostos por 24 horas � 10ºC e 8,5mg LC50 Onchorhynchus tschawytscha Smith e Willians 5,26 Alevinos de 4,5g expostos por 24 horas 10ºC e 8,5mg O2/l LC50 Onchorhynchus tschawytscha Smith e Willians

Alevinos de 32 g LC40 Onchorhynchus tschawytscha Smith e Willians 0,55 Juvenis de um ano expostos por 24 horas LC40 e LC50 Onchorhynchus tschawytscha Smith e Willians 0,15 Juvenis de um ano expostos por 24 horas Estresse sem mortalidade, Onchorhynchus tschawytscha Smith e Willians 19 Alevinos em água doce 48 horas de exposição LC50 Onchorhynchus tschawytscha Crowford e Allen 27 Alevinos em água doce � 48 horas de exposição LC50 Onchorhynchus tschawytscha Crowford e Allen

815 Alevinos em água salgada � 48 horas de exposição LC50 Onchorhynchus tschawytscha Crowford e Allen 3,276 Ovos expostos por 24 horas LC50 Salmo truta Willians e Eddy 2,940 Pós-larvas expostas por 24 horas LC50 Salmo truta Willians e Eddy 1,218 Alevinos expostos por 24 horas LC50 Salmo truta Willians e Eddy

1,8 Alevinos de 100g expsotos por 24 horas � To.C e 8,5 mg LC50 Salmo gairdneri Smith e Willians 0,55 24 horas de exposição LC40 e LC55 Salmo gairdneri Willians e Eddy 140,2 Exposição por 96 horas LC50 Micropterus salmoides Palachek e Tomasso 4,62 Exposição por 96 horas LC50 Ctenopharyngodon idella Vang e Hu (1989) 1,0 Alevinos expostos por 60 dias LC5 Mugil platanus Miranda Filho et al.

27

2,0 Alevinos expostos por 60 dias LC5 Mugil platanus Miranda Filho et al. 4,0 Alevinos expostos por 60 dias LC10 Mugil platanus Miranda Filho et al. 8,0 Alevinos expostos por 60 dias LC8 Mugil platanus Miranda Filho et al. 12 Juvenis em água doce expostos por 48 horas LC50 Chanus chanus Almendras (1987)

675 Juvenis em água salobra (13-18/1000) LC50 Chanus chanus Almendras (1987) 35,6 Exposição por 48 horas LC50 Clarias batrachus Duangsawasdi e 28 Exposição por 96 horas a 32

ºC LC50 Clarias lazera Hilmy et al. (1987) 16,2 Exposição por 96 horas LC50 Tilapia aurea Palacheck e Tomaso

Continuação da Tabela 10 ...

28

12.9. OS EFEITOS DO NITRATO EM PEIXES

O nitrato (NO3-) é o produto final da amônia pela ação das Nitrosomonas ou

como resultado da transformação do nitrito em nitrato por ação de Nitrobacter.

De acordo com Arana (1997), a toxidez do nitrato, em peixes, parece não ser

um problema considerável, visto que apresenta apenas uma potencial de toxidez em

sistemas de recirculação de água, quando em concentrações excessivamente altas, pode

provocar alterações no equilíbrio osmótico e, possivelmente sobre o transporte de O2,

pois tem capacidade de oxidar a hemoglobina, promovendo a produção da

ferriemoglobina. Um outro efeito também relatado pelo autor é a ocorrência de sérios

danos nos centros hematopoiéticos e no tecido renal.

13. AJUSTE DA QUALIDADE DE ÁGUA, DE ACORDO COM AS

NECESSIDADES DOS PEIXES

13.1. AMÔNIA

Segundo Kinkelin et al. (1991), em uma exploração piscícola, se os tanques

encontram-se bem limpos, a excreção de nitrogênio pelos peixes, constituir-se-á na

fonte de amônia. A intervenção consiste em manter a concentração de NH3 abaixo do

índice de toxicidade da espécie, atuando sobre a densidade de estocagem, arraçoamento

e á oxigenação. A possibilidade de ação, evidentemente é maior quando nenhuma

quantidade de amônia encontra-se na água superficial do corpo aquático, onde os peixes

podem refugiar-se em situações adversas.

Como medidas recomendadas, utiliza-se o aumento da vazão da água que entra

no tanque, a diminuição nas densidades de estocagem e o uso de rações que reduzam a

excreção de nitrogênio (com menores quantidades de proteína).

13.2. NITRITO

O nitrito presente na água, tal como a amônia, possuem uma origem comum,

para sua correção será necessário levar a cabo, a redução das densidades de estocagem,

bem como, nas taxas de arraçoamento e também a entrada de qualquer tipo de matéria

orgânica exógena, procurando-se manter as taxas de nitrito inferiores a 0,2 mg/l, em

águas duras (> 100 mg de CaCO3/l) e a 0,1 mg/l em água de média dureza ou moles (<

100 mg de CaCO3/l).

29

Para a prevenção recomenda-se a aplicação de cloreto de cálcio até que a

mineralização (alcalinidade) da água atinja 300 mg de Ca/l (Kinkelin et al, 1991).

Como medida genérica, para manter-se a qualidade da água, somente

justificável para cultivos intensivos de peixes, com reutilização da água Shilo e Sarig

(1989), recomendaram o uso de biofiltros, os quais quando bem planejados, em sua

capacidade e eficiência de filtração podem apresentar uma boa eficiência.

13.3. CONCLUSÃO

Considerando-se que os peixes podem ser responsáveis por até 80% das

concentrações de compostos nitrogenados no meio (Kinkelin et al, 1991), e que a

toxicidade desses compostos varia com a espécie, estado fisiológico, pH, temperatura,

salinidade, e do tipo e composição do alimento consumido, é vital para que se tenha

sucesso nas atividades de aqüicultura, bem como para o bom conhecimento do

ambiente, que se entenda perfeitamente a complexidade das interações existente entre os

peixes e o ambiente onde ele vive, a água. E especificamente no caso da aqüicultura,

que o uso das dietas artificiais seja criterioso, de forma que é necessário entender-se que

dietas com altos valores nutricionais não se aplicam para todos os casos, pois como foi

visto, quanto mais protéica a dieta, maiores serão as taxas de excreção de nitrogênio

amoniacal.

14. O FÓSFORO NO MEIO AQUATICO

O fósforo é um elemento de grande importância nos seres vivos, pois é um constituinte

de todos os tecidos vivos, fazendo parte de muitas moléculas essenciais à vida como o ATP

(associado com o transporte intracelular de energia), ácidos nucléicos, proteínas e fosfolipídeos

(NRC, 1993).

O fósforo é considerado um nutriente chave para os tanques de piscicultura, pois eleva

a produção primária do meio aquático, ou seja, aumenta a produção de fitoplâncton

(BOYD,1982 e SIPAÚBA-TAVARES, 1995). A produção de fitoplâncton é essencial para o

desenvolvimento do zooplâncton que é indispensável ao desenvolvimento das fases larvais da

maioria das espécies de peixes (CASTAGNOLLI, 1992 e SOARES, et al., 1997), servem de

30

alimento a peixes planctófagos e, peixes onívoros também têm no plâncton uma fonte de

alimento (WELCH, 1992 e SIPAÚBA-TAVARES, 1995).

Embora ocorra em baixa concentração na água, o fósforo é o nutriente com maior fator

de concentração no fitoplâncton, seguido pelo nitrogênio e carbono (KUBITZA, 1998).

O fósforo é um nutriente indispensável em sistemas aquícolas extensivos e semi-

intensivos. Entretanto, pode se tornar uma fonte de poluição através do arraçoamento

inadequado causando excessivos �blooms� de fitoplâncton, devido ao aumento dos níveis de

fósforo e nitrogênio, levando a uma deterioração da qualidade de água, em função do processo

de respiração das bactérias durante a decomposição da matéira orgânica o que reduz o nível de

oxigênio dissolvido nos tanques podendo até levar a mortalidade dos peixes (BOYD, 1998,

CAIN e CARLING, 1995). E em sistemas intensivos de criação o fósforo é um fator dispensável

e pode até ser considerado uma fonte de poluição (KUBITZA, 1997b).

14.1 FORMAS DO FÓSFORO NO AMBIENTE AQUÁTICO

Toda forma de fósforo no ecossistema aquático está como fosfato, sendo o ortofosfato o

mais comum e a principal forma de fosfato assimilada pelos vegetais aquáticos (SIPAÚBA-

TAVARES, 1995 e ESTEVES, 1998).

Atualmente, o fósforo tem sido agrupado em cinco formas: fosfato particulado,

fosfato orgânico dissolvido, ortofosfato, fosfato total dissolvido e fosfato total (ESTEVES,

1998).

Como em águas continentais a faixa de pH mais freqüente situa-se entre cinco e

oito, as formas iônicas predominantes, são H2PO4- e HPO4

-2 (ESTEVES, 1998)

Em função do pH do meio, o íon fosfato (ortofosfato), pode estar sob diferentes

formas iônicas na água, como mostra a Tabela 11.

TABELA 11. Percentagem das espécies iônicas de fosfato presente em solução, em

diferentes valores de pH

% de cada espécie iônica presente pH H3PO4 H2PO4

- HPO4-2 PO4

-3

31

4,0 0,9 99,0 0,2 7,0 x 10-10

5,0 0,1 98,0 2,0 7,0 x 10-8

6,0 8,0 x 10-3 82,0 18,0 6,0 x 10-6

7,0 3,0 x 10-4 33,0 67,0 2,0 x 10-4

8,0 4,0 x 10-6 3,0 97,0 2,0 x 10-3

9,0 5,0 x 10-8 0,5 99,5 4,0 x 10-2

Fonte: adaptado de ESTEVES (1998).

14.2. FONTES DE FÓSFORO

O fósforo nas águas naturais é proveniente do fosfato de rocha o qual vem dissolvido

na água, e também está presente no solo do leito do corpo d�água, e do sedimento presente no

fundo dos mesmos (ESTEVES, 1998).

As fontes artificiais de fosfato mais importantes são: esgotos domésticos e industriais e

material particulado de origem industrial contido na atmosfera. Em muitas regiões, notadamente

nas regiões industrializadas e com elevada densidade populacional, as fontes artificiais de fosfato

são mais importantes do que as naturais, sendo que a maior parte dele advém dos detergentes

(ESTEVES, 1998).

Em tanques de piscicultura as fontes de fósforo são provenientes principalmente pela

adubação, pelas fezes do peixes alimentados com ração e também pela própria ração que pode se

dissolver em parte (BOYD, 1982).

A fonte de fósforo para os peixes é proveniente do seu alimento (plâncton, plantas,

peixes, ração), já que está em baixas concentrações na água. O requerimento de fósforo total

varia de 0,5 a 0,8% da dieta para a maioria dos peixes utilizados na piscicultura (NRC, 1993).

O grau de trofia indica o estado de um ambiente, como pode ser verificado na tabela 2,

que pode ser eutrófico (ambiente rico em nutrientes) e oligotrófico (com pequeno suprimento de

nutrientes ou espectro limitado de nutrientes), portanto o fósforo serve como indicador do grau

de trofia de um sistema aquático (TAVARES, 1995).

TABELA 12. Concentração de fósforo total em relação ao estado trófico de lagos.

Estado-Trófico Fósforo total g/l

32

Ultra-oligotrófico < 5

Oligomesotrófico 5 - 10

Meso-eutrófico 10 - 30

Eu-politrófico 30 - 100

Politrófico >100

Fonte: Adaptado de ESTEVES (1998)

14.3. CICLOS DO FÓSFORO

Vários fatores interferem na precipitação do íon fosfato no ambiente aquático, dentre

eles podem ser destacados as concentrações de íons ferro (solos argilosos), alumínio (solos

arenosos), sulfetos orgânicos e carbonatos, o pH e condições de oxidoredução (ESTEVES,

1998 e WELCH, 1992).

O ferro é o íon mais importante na precipitação do fosfato, a dinâmica de ação dos íons

de ferro sobre o fosfato depende do seu estado de oxidação e do pH do meio. Em condições

menos ácidas, como a maioria das águas continentais, a maior parte do íon férrico encontra-se

complexado na forma de hidróxido de ferro hidratado (Fe +3 + 6H20 [Fe6H2O]3+ [Fe(OH)

5H2O]2+ + H+), em sua superfície e precipitando-as principalmente no sedimento (ESTEVES,

1998).

Na água com altas concentrações de Ca e pH elevado, pode formar fosfato de cálcio, que

se precipita no sedimento podendo ser perdido do sistema. Outros dois elementos ligados ao

ciclo do fósforo na água são o ferro e o alumínio.

Os seres vivos, que vivem na coluna d�água têm um papel importante na dinâmica do

fosfato na coluna d�água, o fitoplâncton, o zooplâncton, as macrófitas, as bactérias,

protozoários e os peixes são constituintes desta população, e suas interações são responsáveis

pela manutenção de uma concentração de fosfato inorgânico na coluna d�água, principalmente

no epilimínio (ESTEVES, 1998).

33

Um dos maiores responsáveis pela remoção dos fosfatos da coluna d�água é o

fitoplâncton. O fitoplâncton tem a capacidade de absorver mais fosfato do que a sua necessidade

nutricional, armazenando este fosfato para uso durante a escassez do mesmo na coluna d�água. O

fitoplâncton absorve principalmente e preferencialmente o fosfato inorgânico. (BOYD, 1982,

ESTEVES, 1998, WELCH, 1992 e LAWS, 1992).

As macrófitas têm uma alta capacidade de absorção de fosfato da coluna d�água, e

como o fitoplâncton pode absorver fosfato orgânico e também absorver mais fosfato do que sua

exigência nutricional para utilização em época de falta deste nutriente. A absorção do fosfato

da coluna d�água se dá por meio das folhas, o qual varia de acordo com a espécie e a

temperatura (ESTEVES, 1998 e WELCH, 1992). As macrófitas também tem a capacidade de

absorver o fosfato do sedimento, o qual é em parte incorporado a sua biomassa e o restante é

eliminado para a coluna d�água. A autólise de suas células também é importante como fonte de

fosfato solúvel a coluna d�água (ESTEVES, 1998).

ESTEVES (1998), cita valores de 27 a 58% do fosfato absorvido do sedimento é

excretado para a água. As macrófitas podem ainda contribuir para o fosfato do sedimento a

partir de partes da mesma, células mortas, que não sofrem decomposição na coluna d�água e se

depositam no sedimento.

Os peixes têm sua necessidade nutricional de fósforo provida pelo alimento, e este

fósforo volta para o meio através da decomposição das fezes e das carcaças de peixes mortos. Os

peixes reciclam o fosfato do sedimento através do hábito alimentar detritívoro de algumas

espécies, do consumo de bentos e da ação de biorrevolvimento (ESTEVES, 1998).

A permuta de fosfato inorgânico entre o sedimento e água pode depender de uma série

de fatores agindo separadamente ou em conjunto. Os mais importantes são o potencial de

oxido-redução, que é dependente da concentração de oxigênio, pH, troca de água, que afeta a

difusão e o transporte, e a fração relativa de fosfato que se liga ao ferro, alumínio, cálcio e

matéria orgânica, que pode variar bastante de um lago para outro. A importância relativa destes

processos irá variar de acordo com a profundidade e a intensidade da estratificação térmica

(WELCH, 1992).

Os organismos presentes no sedimento, os bentos, atuam na ciclagem dos nutrientes

do sedimento, participando do processo de decomposição da matéria orgânica, reduzindo o

tamanho das partículas, a liberação de nutrientes pela ação mecânica de muitos destes

organismos (biorrevolvimento) e também fazem parte na cadeia alimentar de vários organismos

aquáticos, notadamente a dos peixes (ESTEVES, 1998).

34

14.4. ADUBAÇÃO FOSFATADA EM TANQUES DE PISCICULTURA

Em tanques de piscicultura, a adubação é feita em sistemas de criação semi-intensiva e

extensiva, com o objetivo de fornecer suplemento adequado de nutrientes para uma

produtividade primária ideal de acordo com às necessidades da criação.

Fertilizantes fornecem nutrientes, principalmente nitrogênio e fósforo, para estimular o

crescimento do fitoplâncton e a melhoria na cadeia alimentar que culmina com a produção de

camarões e tilápias. Fertilizantes químicos e estercos podem ser igualmente eficientes, mas

fertilizantes inorgânicos são mais fáceis de usar e mais seguros que estercos. Estercos têm

baixas concentrações de nutrientes e devem ser aplicados em quantidades maiores que

fertilizantes químicos, além de serem muito variados em sua composição (RIBEIRO,1999a).

Os adubos químicos utilizados como fonte de fósforo no Brasil, são os fosfatos de

rocha, o superfosfato simples, superfosfato triplo, são adubos granulados ou farelados, e

facilmente encontrados em estabelecimentos comerciais agrícolas.

Um problema enfrentado na adubação é que as partículas do adubo se assentam no fundo

antes de se dissolverem. O fosfato do sedimento é uma importante fonte para a manutenção da

regularidade da produção fitoplanctônica. No entanto, mesmo após anos de adubação, o fósforo

deve ser usado na adubação de tanques para a manutenção de uma alta produtividade primária

(BOYD, 1982).

Aplicação de fertilizantes fosfatados deve ser feita, preferencialmente, em tanques e

viveiros cheios. No caso de viveiros que receberam calagem no fundo, deve-se esperar de uma a

duas semanas, após o enchimento, para início da adubação fosfatada. Quando a calagem for

aplicada em viveiros cheios, recomenda-se que a adubação fosfatada seja feita pelo menos duas a

três semanas após a calagem (KUBITZA, 1998).

O programa de adubação deve ser baseado em doses e frequência de aplicações

adequadas para manutenção de uma transparência da água em torno de 30 a 50 cm em tanques

exclusivamente adubados e destinados à produção de peixes planctófagos em monocultivos ou

policultivos. Em tanques onde se realiza a alimentação dos peixes com ração suplementar além

da adubação, o valor minímo de transparência não deve ficar abaixo de 40 cm. Em cultivos

baseados no uso de rações completas, os programas de adubação devem se limitar à aplicações

de fertilizantes previamente à estocagem e durante as fases iniciais de cultivo, onde os níveis de

arraçoamento ainda são baixos (KUBITZA, 1998).

Na tabela 3 seguem listados alguns dos fertilizantes inorgânicos mais comuns.

TABELA 13. Composição química, forma, solubilidade e potencial acidificante dos principais fertilizantes inorgânicos na adubação de tanques e viveiros.

35

Material Forma N

(%)

P2O5 Solub. na

Água (%)¹ Acidez potencial

(Kg CaCO3/ton.) Nitrato de amônia Granular 33 - 98,8 1.118

Nitrato de cálcio Granular 15-17 - 98,7 0

Sulfato de amônia Granular 21 - 85,9 1.510

Uréia Granular 45 - - 1.610

Superfosfato Simples Granular - 18-20 4,6 0

Superfosfato Triplo Granular - 43-50 5,1 0

Fosf. Monoamônio (MAP) Granular 11 46 7,1 790

Fosf. Diamônio (DAP) Granular 16-21 18-53 16,8 970

10-34-00 Líquida 10 34 - 711

11-37-00 Líquida 11 37 - 783

13-38-00 Líquida 13 38 - 926

¹ Após passar por uma coluna d�água de 2m (BOYD, 1990)

Excesso de adubação fosfatada pode trazer sérios problemas, pois propicia um

crescimento na população fitoplanctônica, podendo levar a um estado de anoxia após um

�bloom� deste fitoplâncton e, consequentemente, levar a uma grande mortalidade de peixes nos

tanques. Então é importante a constante observação dos tanques de piscicultura, e dispor de

meios para contornar este tipo de situação, como aeradores e possibilidade de renovação de

água (BOYD, 1982).

15. EUTROFIZAÇÃO DO AMBIENTE AQUÁTICO

De acordo com ESTEVES (1998), a eutrofização pode ser natural ou artificial. A do

tipo natural é um processo lento e contínuo, resultante do acúmulo de nutrientes transportados

pelas chuvas e pelas águas superficiais, que erodem e lixiviam a superfície terrestre. Quando é

induzida pela ação do homem é denominada eutrofização artificial.

A eutrofização é o enriquecimento dos nutrientes da água, especialmente nitrogênio e

fósforo, que causa um crescimento acelerado das algas e formas de plantas superiores,

36

produzindo um distúrbio não desejado no balanço dos organismos presentes na água (GOWEN,

1994).

Fonte: ESTEVES, 1998.

FIGURA 17. Principais fontes de nutrientes e conseqüências do processo de

eutrofização artificial.

Em aqüicultura podem ocorrer problemas ambientais como a eutrofização artificial em

locais com alta concentração de fazendas píscicolas o que pode levar a degradação do meio

ambiente. Nestes sistemas, a descarga de nutrientes como N e P provenientes de culturas

intensivas deve ser motivo de preocupação devido ao impacto que pode ser causado nos

efluentes de piscicultura (LANARI et al., 1998).

Apenas uma pequena porção dos constituintes alimentares são assimilados diretamente

pelo peixe e cerca de 25% do nitrogênio alimentar e 20% do fósforo no meio são

aproveitados, o restante é acumulado no sedimento (AVNIMELECH, 1998).

37

Formas de reduzir a quantidade de nitrogênio e fósforo nas rações sem afetar a

qualidade da ração ou métodos que melhorem a eficiência com que a ração é convertida em

músculo do animal aquático, reduzem a carga de nitrogênio e fósforo, reduzindo a produção de

fitoplâncton por unidade de produção de peixe ou camarão, elevando a qualidade de água do

viveiro e melhorando a qualidade do efluente (BOYD, 1997).

16. TRATAMENTOS DE VIVEIROS É possível remover fósforo da água de viveiros pela aplicação de fontes de ferro,

alumínio ou íons de cálcio para precipitar ferro, alumínio ou fosfato de cálcio insolúveis. Estes

precipitados passam a fazer parte do solo do fundo e o fósforo permanece fixado no solo e

indisponível para o fitoplâncton. Doses de tratamento de 20-30 mg/l de sulfato de alumínio e

100-200 mg/l de gesso têm sido utilizados para reduzir a concentração de fósforo na água dos

viveiros (BOYD, 1997).

Segundo BOYD (1995), a manutenção da qualidade de água dentro de uma adequada

produção animal em viveiros comerciais utilizados para aqüicultura torna-se mais difícil

conforme o envelhecimento do viveiro, O acúmulo de sedimento enriquecido com nutrientes e

matéria orgânica é o principal fator dos viveiros velhos, provenientes do manejo intensificado,

sendo um problema. Entretanto, técnicas de remoção deste material acumulado em fundo de

viveiros velhos tem sido utilizadas, sendo uma delas a retirada através de dragas.

17. EFLUENTES

Todo material orgânico, nutrientes da ração não consumida, fezes e excreção de

metabólitos representam poluição ou carga de dejetos nos viveiros. Portanto, efluentes de

viveiros podem poluir águas naturais (BOYD, 1997).

Entre as características desejáveis em um alimento, apontadas por PEZZATO (1995),

está a de apresentar baixo impacto poluente. O mesmo considera que as dietas devem ser

processadas de forma a apresentar adequada estabilidade na água, levando a um melhor

aproveitamento dos peixes e conseqüentemente minimizando a excreção de resíduos fecais e as

perdas de nutrientes por dissolução na água.

No Brasil existem regulamentações estabelecidas pela CETESB sobre a qualidade de

efluentes urbanos e industriais, as quais deverão ser estendidas aos efluentes de aqüicultura.

Entretanto, em relação aos níveis de P, ainda não há regulamentação, o que deve ser de

preocupação no futuro, uma vez que os efluentes de aqüicultura têm altos níveis deste nutriente.

38

Enquanto isto os produtores devem adotar as estratégias adequadas de alimentação,

granulometria das dietas, freqüência e taxas de arraçoamento de acordo com a espécie e fase em

cultivo (KUBITZA, 1997).

Dentro deste enfoque as situações atuais mostram que cada indivíduo deverá buscar

formas de minimizar a carga de seus efluentes, principalmente se analisarmos do ponto de vista

de escassez de água, o que já ocorre em algumas regiões do Brasil e do mundo.

O crescimento da aqüicultura em diversos países deve-se ao emprego de tecnologia

moderna que propricia altas produtividades e sobretudo o uso racional da água, considerada um

dos recursos mais críticos e estratégicos para o desenvolvimento no século 21 (RIBEIRO,

2000).

Estudos relatam que é possível na despesca do viveiro transferir os primeiros 80 % do

volume do viveiro para viveiros adjacentes para a reutilização da água no mesmo ou em outros

viveiros. Os últimos 20 % da água são concentrados em poluentes e devem ser tratados para

melhorar sua qualidade antes da descarga em águas naturais (BOYD, 1997).

BRANCO (1971), citado por ESTEVES (1998), mostra que um dos métodos mais

eficientes na eliminação de fosfato e nitrogênio dos efluentes é o seu tratamento em três

estágios: mêcanico (tratamento primário), biológico (tratamento secundário) e químico

(tratamento terciário). Sendo que o primário consiste na retirada da matéria sólida, através de

sua decantação, o tratamento secundário, baseia-se na atividade dos microorganismos,

especialmente os aeróbios e no tratamento químico (terciário), o fosfato e o nitrogênio,

remanescentes ainda do tratamento biológico (secundário), são eliminados na sua quase

totalidade. Para a eliminação do fosfato, utiliza-se diferentes compostos a base de ferro e

alumínio, que atuam como floculadores, com o terceiro estágio de tratamento, a eliminação de

fosfato pode alcançar 90% do valor inicial.

A utilização de biofiltros ou filtros biológicos como forma de minimizar a eutrofização

da aqüicultura é bem conhecida, devido à remoção da matéria orgânica e inorgânica,

principalmente em relação aos compostos nitrogenados. Existem vários tipos de biofiltros que

podem ser utilizados na aqüicultura, sendo os biofiltros de plantas aquáticas (macrófitas) irão

absorver boa parte do fósforo liberado dos viveiros e tanques de cultivo de peixes, pois essas

plantas necessitam destes nutrientes para seu crescimento, reduzindo assim parte das descargas

destes sistemas (SIPAÚBA, 2000).

39

18. CONSIDERAÇÕES FINAIS

O fósforo para o ecossistema aquático é sem dúvida alguma, um nutriente fundamental

para a produtividade primária. Sendo assim, de extrema importância para o sucesso da

larvicultura em especial e criação extensiva e semi-intensiva de peixes.

Como já descrito o fósforo é um indicador do grau de eutrofização do ambiente

aquático, portanto, o conhecimento da concentração deste nutriente em tanques de piscicultura é

reelevante para o sucesso da criação de peixes, podendo ser controlado através da transparência

da água pelo disco de Secchi.

Com um monitoramento constante da qualidade de água e um bom manejo de fundo de

viveiros, o piscicultor estará prevenindo-se contra riscos consideráveis, obtidos numa possível

queda de sua produção.

Para os sistemas intensivos de criação a utilização de tanques de decantação reduzindo

a carga poluente no ambiente aquático natural, será talvez, a melhor forma dos órgãos

ambientais regularizarem o uso das águas dentro dos sistemas de aqüicultura, assegurando

assim, um futuro, visando qualidade ambiental de produção.

Sendo a aqüicultura uma atividade produtiva que depende exclusivamente de água, e o

seu crescente desenvolvimento não deixa de causar, de uma certa forma, danos ao meio

ambiente, faz-se necessário o estudo aprofundado de técnicas para o desenvolvimento

sustentável. Buscando alcançar um equilíbrio entre a produção e o meio ambiente aquático, pois

na ausência deste pode-se acarretar sérios prejuízos, tanto no aspecto econômico, social, quanto

com relação ao meio ambiente.

40

REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS

ALABASTER, J. S., LLOYD, R. Water quality criteria for freshwater fish.

Butterworths, London. 1980, 283pp.

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