Proposta Metodológica para avaliação da Cap de...
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USO DE MODELAGEM NA AVALIAÇÃO DA CAPACIDADE DE SUPORTE DE
RESERVATÓRIOS COM PROJETOS DE AQUICULTURA, TENDO O FÓSFORO
COMO FATOR LIMITANTE
Modesto Guedes Ferreira Junior
Orientador: Paulo Cesar ColonnaRosman
Orientador: Paulo Cesar Colonna Rosman
Rio de Janeiro
Setembro de 2011
Tese de Doutorado apresentada ao Programa de
Pós-graduação em Engenharia Oceânica, COPPE,
da Universidade Federal do Rio de Janeiro, como
parte dos requisitos necessários à obtenção do
título de Doutor em Engenharia Oceânica.
ii
USO DE MODELAGEM NA AVALIAÇÃO DA CAPACIDADE DE SUPORTE DE
RESERVATÓRIOS COM PROJETOS DE AQUICULTURA, TENDO O FÓSFORO
COMO FATOR LIMITANTE
Modesto Guedes Ferreira Junior
TESE SUBMETIDA AO CORPO DOCENTE DO INSTITUTO ALBERTO LUIZ
COIMBRA DE PÓS-GRADUAÇÃO E PESQUISA DE ENGENHARIA (COPPE) DA
UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO DE JANEIRO COMO PARTE DOS
REQUISITOS NECESSÁRIOS PARA A OBTENÇÃO DO GRAU DE DOUTOR EM
CIÊNCIAS EM ENGENHARIA OCEÂNICA.
Examinada por:
_____________________________________________ Prof. Paulo Cesar Colonna Rosman, Ph.D.
_____________________________________________ Profª. Susana Beatriz Vinzon, D.Sc.
_____________________________________________ Prof. Marco Aurélio dos Santos, D.Sc.
_____________________________________________ Prof. Ricardo Motta Pinto Coelho, Ph.D.
_____________________________________________ Prof. Julio Cesar de Faria Alvim Wasserman, Ph.D.
RIO DE JANEIRO, RJ - BRASIL
SETEMBRO DE 2011
iii
DEDICATÓRIA
Ferreira Junior, Modesto Guedes
Uso de Modelagem na Avaliação da Capacidade de
Suporte de Reservatórios com Projetos de Aquicultura, tendo o
Fósforo como Fator Limitante / Modesto Guedes Ferreira
Junior – Rio de Janeiro: UFRJ / COPPE, 2011.
XV, 142 p.: il.; 29,7 cm
Orientador: Paulo Cesar Colonna Rosman
Tese (doutorado) – UFRJ / COPPE / Programa de
Engenharia Oceânica, 2011.
Referências Bibliográficas: p. 129-142.
1. Modelo de capacidade de suporte em corpos de água
naturais 2. Aquicultura. 3. Gaiolas flutuantes 4. Gestão em
reservatórios M I. Rosman, Paulo Cesar Colonna II.
Universidade Federal do Rio de Janeiro, COPPE, Programa de
Engenharia Oceânica III. Título.
v
AGRADECIMENTOS
Aos meus pais, Nelly e Modesto, e à minha esposa Renata, por tudo que
têm feito por mim.
Ao Professor Rosman, pela sua decência como pessoa. Minha referência.
Ao Professor Cláudio Neves, pela acolhida no Programa e a todos os
professores da Engenharia Oceanográfica e Costeira.
À Marise, pela sua compreensão, força e sabedoria.
À Patrícia, sempre ajustando o SisBaHIA.
À amiga Sonia e aos amigo(a)s Valéria, Rene e Marcelo Cabral.
À sempre Tia Nena pela revisão.
Ao amigo e sócio Paulo Bittencourt e Rogério Bellini, pela possibilidade
de criação da Necton.
À minha equipe da Necton Piscicultura, onde todos estão sempre se
esforçando e produzindo peixe no reservatório de Moxotó, em Jatobá.
vi
Resumo da Tese apresentada à COPPE/UFRJ como parte dos requisitos necessários
para a obtenção do grau de Doutor em Ciências (D. Sc.).
USO DE MODELAGEM NA AVALIAÇÃO DA CAPACIDADE DE SUPORTE DE
RESERVATÓRIOS COM PROJETOS DE AQUICULTURA, TENDO O FÓSFORO
COMO FATOR LIMITANTE
Modesto Guedes Ferreira Junior
Setembro / 2011
Orientador: Paulo Cesar Colonna Rosman
Programa: Engenharia Oceânica
Prevendo-se a necessidade de expandir o volume de produção anual de
alimentos para atender a esta nova configuração do mercado, o fortalecimento dos
setores de pesca e aqüicultura passaram a ser considerados como uma diretriz de
importância estratégica para a segurança alimentar da humanidade. Isto decorre do fato
de ambas, pesca e aqüicultura, serem consideradas tanto uma fonte privilegiada de
proteínas, quanto uma alternativa promissora de geração de empregos produtivos nas
regiões costeiras, em um contexto de crise dos modelos usuais de desenvolvimento. O
conhecimento dos efeitos das cargas de entrada sobre o corpo hídrico é subsídio
importante para tomada de decisão com vistas ao uso sustentável destes mananciais
estratégicos. Possibilitam análises de cenários prognósticos e, portanto, auxiliam na
identificação das melhores diretrizes com relação aos objetivos propostos, facilitando o
processo de tomada de decisão. Esta tese propõe uma metodologia para a avaliação da
capacidade de suporte para empreendimentos da aqüicultura em reservatórios,
especificamente a piscicultura intensiva em gaiolas flutuantes, com descrição e
aplicação no reservatório de Moxotó (PE/AL/BA), bem como considerações sobre a
gestão aquícola em reservatórios.
vii
Abstract of Thesis presented to COPPE / UFRJ as part of the necessary requirements for
obtaining the Doctor of Science (D.Sc.) degree.
MODELING USAGE IN THE RESERVOIR SUPPORT CAPACITY EVALUATION
WITH AQUACULTURE PROJECTS, HAVING PHOSPHORUS AS A LIMIT
FACTOR
Modesto Guedes Ferreira Junior
September / 2011
Advisor: Paulo Cesar Colonna Rosman
Department: Ocean Engineering
Foreseeing the need to expand the annual volume of food production to serve
this new market configuration, the strengthening of fishing and aquaculture sectors has
been considered as a guideline of strategic importance for the food security of
humanity. This fact happens because fishing and aquaculture are considered a prime
source of protein and a promising alternative for the productive employment creation in
coastal regions in the present crisis context of the usual models of development. The
knowledge of load entrance on the water body effects is an important subsidy for
sustainable decision. In this way, the mathematical simulation models can contribute
significantly in several management tools, such as location defining of monitoring
stations or suitable places for effluent discharges, consenting analysis of the effluents
launching and a choice of appropriate management techniques. This paper proposes a
methodology for evaluating the supporting capacity of aquaculture ventures in tanks,
specifically intensive fish farming in floating cages, with the description and application
in the Moxotó (PE / AL / BA) reservoir, as well as some considerations on the
management of aquaculture reservoirs.
viii
SUMÁRIO
1. INTRODUÇÃO………………………………………………………………...… 1
1.1. Importância da Pesquisa………………………………………………………. 1
1.2. Características da Pesquisa.…………………………………………………... 3
1.2.1. Objetivo Principal.………………………………………………………... 3
1.2.2. Objetivos Específicos ……………………………………………………. 3
1.3. Estrutura da Pesquisa…………………………………………………………. 4
2. CONSIDERAÇÕES SOBRE A FORMAÇÃO DE RESERVATÓRIOS, OS
IMPACTOS DA INSTALAÇÃO E A GESTÃO AMBIENTAL ......................
6
2.1. A Gestão dos Recursos Hídricos....................................................................... 6
2.2. Sobre Impactos Ambientais Causados pela Formação de Reservatórios.......... 10
2.3. Caracterizações Físicas, Químicas e Ecológicas dos Reservatórios................. 17
2.3.1. Sobre a Hidrodinâmica de Reservatórios....................................................
2.3.2. Considerações sobre as Taxas de Decaimento e Sedimentação..................
18
23
2.3.3. Sobre a Estratificação Térmica em Reservatórios.......................................
2.3.4. Ecologia de Reservatórios...........................................................................
25
30
2.3.4.1. Introdução de Espécies Exóticas...........................................................
2.3.4.2. Ictiofauna...............................................................................................
2.3.4.3. Sedimento e Comunidade Bentônica....................................................
31
32
33
3. A AQUICULTURA EM RESERVATÓRIOS...................................................... 35
3.1. Bases para Aquicultura Responsável................................................................ 35
3.2. O Cultivo de Peixes em Gaiolas Flutuantes...................................................... 39
3.3. Estrutura e Características dos Materiais Utilizados em Gaiolas Flutuantes.... 43
3.4. Seleção de Locais para Implantação de Empreendimentos Aquícolas
Utilizando Gaiolas Flutuantes.........................................................................
46
3.5. Características da Espécie Cultivada Atualmente em Reservatórios................ 49
4. EUTROFIZAÇÃO EM RESERVATÓRIOS ………………………………….. 54
4.1. Efeitos da Eutrofização………………………………………………………. 54
4.2. Influência do Fósforo na Eutrofização.............................................................. 58
5. SOBRE METODOLOGIAS PARA AVALIAÇÃO DA CAPACIDADE DE
SUPORTE DE AQUICULTURA EM RESERVATÓRIOS...................................
63
5.1. Efeito do Fósforo Oriundo dos Cultivos Sobre o Ambiente............................. 63
ix
5.2. Modelos Utilizados para Cálculo da Capacidade de Suporte ………………... 65
5.2.1. Modelo de Dillon e Rigler ……………………………………………...... 66
5.2.2. Modelo de Vollenweider ………………………………………………… 67
5.2.3. Modelo de Ono e Kubtiza ……………………….................................... 67
5.2.4. Modelo Qualres ………………………………………………………….. 70
5.2.5. Modelo Ecopath …………………………………………………………. 71
5.2.6. Modelo de Berg ………………………………………………………….. 71
5.2.7. Modelo de Beveridge ……………………………………………………. 71
6. PROPOSIÇÃO METODOLÓGICA …………………………………………… 76
6.1. FundamentaçãoTécnico-Jurídica ……………………………………………. 76
6.2. Procedimentos Metodológicos ………………………………………………. 78
6.2.1. Procedimento 1 – Modelagem Hidrodinâmica …………………………... 79
6.2.2. Procedimento 2 – Definição das Fontes Contaminantes de Fósforo Total. 79
6.2.3. Procedimento 3 – Estimativo das Cargas de Fósforo Total para
Pisciculturas ……………………………………………………………..
79
6.2.4. Procedimento 4 – Quantificação e Inserção das Vazões Contaminantes
de Fósforo no Modelo Computacional …………………………………..
81
6.2.4.1. Vazão das Pisciculturas ……………………………………………… 81
6.2.4.2. Demais Vazões ……………………………………………………….
6.2.4.3. T 90 ……………………………………………………………….….
82
82
6.3. Características do Reservatório de Moxotó ...................................................... 83
6.3.1. Área Modelada ..................................................................................... 85
6.3.2. Batimetria ............................................................................................. 87
6.3.3. Dados de Vento .................................................................................... 88
6.3.4. Dados de Vazão .................................................................................... 88
6.3.5. Caracterização Hidrodinâmica ............................................................. 91
6.3.5.1 Tempo de detenção (Td) e Froude densimétrico (Fd) ..................... 91
6.3.5.2 Padrões de circulação do reservatório de Moxotó ......................... 91
6.4. Fontes Contaminantes Adotadas nas Simulações ............................................ 94
7. APLICAÇÕES E RESULTADOS OBTIDOS .................................................... 97
7.1. Influência dos Padrões de Circulação Hidrodinâmica nas Gaiolas
Flutuantes.......................................................................................................
97
7.1.1. Ventos .................................................................................................... 97
x
7.1.2. Correntes ................................................................................................... 102
7.1.3. Taxa de renovação .................................................................................... 106
7.2. Caracterização das plumas contaminantes e partículas de fósforo ................. 110
8. CONSIDERAÇÕES E RECOMENDAÇÕES FINAIS ......................................
8.1. Sobre a gestão eco produtiva de empreendimentos aquícolas em
reservatórios ..................................................................................................
119
119
8.2. Sobre os modelos de capacidade de suporte .................................................. 123
9. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS.................................................................. 129
xi
LISTA DE FIGURAS
Figura 1. Ilustração dos principais componentes do ecossistema de um reservatório ............. 10
Figura 2. Urbanização, crescimento populacional e industrialização estão entre os fatores
básicos que causam problemas ambientais em lagos e reservatórios .......................................
15
Figura 3. Sistema de coordenadas do sistema de modelagem .................................................. 19
Figura 4. Ilustração sequencial da advecção, difusão turbulenta e dispersão de poluentes ..... 23
Figura 5. Curvas de sedimentação pela teoria linear para granulometria uniforme e pelas
formulações com taxas KS= -VS/ H e com taxa adotada no modelo KS- -ln (0.205) x VS/H.
25
Figura 6. Esquema do balanço de energia considerado pelo modelo e os seus valores
aproximados em cal/ cm²/ dia ...................................................................................................
27
Figura 7. Ilustração das camadas de temperaturas (estratificação térmica) e processo de
mistura em reservatórios tropicais ............................................................................................
29
Figura 8. Aquicultura em gaiolas flutuantes no mundo ........................................................... 40
Figura 9. Estrutura geral de uma gaiola flutuante .................................................................... 45
Figura 10. Empreendimento da Netuno Pescados S/A instalado no reservatório de Xingó -
AL/BA ......................................................................................................................................
48
Figura 11. Processo de incubação de ovos de tilápia. AAT- Paulo Afonso- BA ..................... 51
Figura 12. Processo de inibição sexual de fêmeas. AAT- Paulo Afonso- BA ......................... 52
Figura 13. Etapa final do processo, alevinos para comercialização. AAT- Paulo Afonso- BA 52
Figura 14. Esquema do cultivo em gaiolas flutuantes, adição de ração, circulação
hidrodinâmica e resíduos lançados ao corpo hídrico ................................................................
53
Figura 15. Caracterização geral da eutrofização em ambientes aquáticos ............................... 61
Figura 16. Desenho esquemático de um empreendimento implantado .................................... 80
Figura 17. Demonstrativo da área individual por gaiola .......................................................... 82
Figura 18. Bacia do São Francisco e indicativo do reservatório estudado ............................... 84
Figura 19. Ilustração esquemática dos reservatórios ................................................................ 84
Figura 20. Imagem georeferenciada, via GOOGLE EARTH, do reservatório de Moxotó ..... 85
Figura 21. Mapa Base do reservatório de Moxotó ................................................................... 86
Figura 22. Batimetria do reservatório de Moxotó (BA – AL – PE) ......................................... 87
Figura 23. Forçantes de vento do reservatório de Moxotó (2008) ........................................... 88
Figura 24. Defluências do reservatório de Itaparica. Fonte: CHESF – DORH (2009) ............ 89
Figura 25. Gráfico das vazões médias mensais do reservatório de Moxotó (2005 a 2008) ..... 90
Figura 26. Hidrograma das vazões, em m³/s, dos meses de Fevereiro de 2007 e 2008 com os
dados obtidos da CHESF ..........................................................................................................
90
xii
Figura 27. Padrão de correntes médias na vertical (2DH) em situação de estiagem, com
ventos de SE, no mês de Fevereiro de 2008, no instante do dia 16 as 02h00min. ...................
Figura 28. Padrão de correntes médias na vertical (2DH) em situação de elevadas vazões,
com ventos de S, no mês de Fevereiro de 2007, no instante do dia 17 as 14h00min. .............
92
93
Figura 29. Predição da geração de esgotos e resíduos sólidos, segundo ABE, et al. (2000) ... 96
Figura 30. Padrão de altura de ondas médias em situação de estiagem, com ventos de S e
SE, no mês de Fevereiro de 2008, no instante do dia 7 as 10h00min. .....................................
98
Figura 31. Padrão de altura de ondas médias em situação de estiagem, com ventos de S e
SE, no mês de Fevereiro de 2008, no instante do dia 14 as 16h00min. ...................................
99
Figura 32. Padrão de altura de ondas médias em situação de estiagem, com ventos de S e
SE, no mês de Fevereiro de 2008, no instante do dia 28 as 08h00min. ...................................
100
Figura 33. Detalhes locacionais da Fonte 14, piscicultura em licenciamento, do padrão de
altura de ondas médias em situação de estiagem, com ventos de S e SE, no mês de
Fevereiro de 2008, no instante do dia 14 as 16h00min. ...........................................................
101
Figura 34. Detalhes locacionais da Fonte 14, piscicultura em licenciamento, do padrão de
altura de ondas médias em situação de estiagem, com ventos de S e SE, no mês de
Fevereiro de 2008, no instante do dia 28 as 08h00min. ...........................................................
102
Figura 35. Detalhe do padrão de correntes médias na vertical (2DH) da Fonte 14, para o
mês de Fevereiro de 2007, no instante do dia 14 as 18h00min. ...............................................
103
Figura 36. Detalhe do padrão de correntes médias na vertical (2DH) da Fonte 14, para o
mês de Fevereiro de 2008, no instante do dia 14 as 13h00min. ...............................................
103
Figura 37. Velocidades das correntes, em m/s, nos padrões de circulação hidrodinâmica do
reservatório de Moxotó, em fevereiro de 2008, na superfície, em 28 dias de simulação na
Fonte 14 ....................................................................................................................................
104
Figura 38 - Velocidades das correntes nos padrões de circulação hidrodinâmica do
reservatório de Moxotó, no mês de fevereiro de 2008, em 1 metro de coluna de água, no
mesmo período de simulação. ..................................................................................................
105
Figura 39 - Velocidades das correntes nos padrões de circulação hidrodinâmica do
reservatório de Moxotó, em fevereiro de 2008, em 2 metros de coluna de água, na Fonte 14.
105
Figura 40. Taxa de renovação do reservatório de Moxotó, para o mês de fevereiro de 2007
no instante do dia 14 as 13h00min. ..........................................................................................
106
Figura 41. Taxa de renovação do reservatório de Moxotó, para o mês de fevereiro de 2007
no instante do dia 28 as 16h00min. ..........................................................................................
107
Figura 42. Taxa de renovação do reservatório de Moxotó, para o mês de fevereiro de 2008
no instante do dia 14 as 16h00min. ..........................................................................................
108
xiii
Figura 43. Taxa de renovação do reservatório de Moxotó, para o mês de fevereiro de 2008
no instante do dia 28 as 10h00min. ..........................................................................................
109
Figura 44. Caracterizações das partículas lançadas e absorvidas de fósforo total no
reservatório de Moxotó, provenientes do reservatório de Itaparica e das cidades citadas
anteriormente, para o mês de fevereiro de 2008, no instante do dia 5 dias as 10h00min. .......
111
Figura 45. Caracterizações das plumas contaminantes e os valores das isolinhas de
concentração de fósforo total em mg/l, no reservatório de Moxotó, oriundas do Reservatório
de Itaparica e cidades, para o mês de fevereiro de 2008, em 28 dias de simulação .................
112
Figura 46. Partículas lançadas e absorvidas de fósforo total no reservatório de Moxotó,
provenientes das treze fontes prescritas na Tabela 4, para o mês de fevereiro de 2008, no
instante do dia 5 as 15h00min. .................................................................................................
113
Figura 47. Valores das isolinhas de concentração de fósforo total em mg/l, no reservatório
de Moxotó, oriundas das treze fontes expostas na Tabela 4, para o mês de fevereiro de
2008, em 28 dias de simulação. ................................................................................................
114
Figura 48. Partículas lançadas e absorvidas de fósforo total no reservatório de Moxotó,
proveniente da Fonte 14, prescritas na Tabela 4, para o mês de fevereiro de 2008, no
instante do dia 5 as 14h00min . ................................................................................................
115
Figura 49. Valores das isolinhas de concentração de fósforo total em mg/l, especificamente
da Fonte 14, e sua influência no reservatório de Moxotó. .......................................................
Figura 50. Configura os valores das isolinhas de concentração de fósforo total em mg/l, no
reservatório de Moxotó, incluindo a Fonte 14 para o mês de fevereiro de 2007, em 28 dias
de simulação, conforme vazões estipuladas na Tabela 4. ........................................................
116
117
Figura 51. Isolinhas de concentração de fósforo total em mg/l, no reservatório de Moxotó,
com redução de 80% da vazão de fósforo do reservatório de Itaparica para o mês de
fevereiro de 2008, em 28 dias de simulação, conforme vazões estipuladas na Tabela 4 .........
118
Figura 52. Dados zootécnicos de cultivos de tilápia no reservatório de Moxotó –
PE/AL/BA. ...............................................................................................................................
122
Figura 53. Isolinhas de concentração de fósforo total em mg/l no reservatório de Moxotó,
sem considerar as vazões do Reservatório de Itaparica e Cidades de Jatobá (PE), Glória e
Paulo Afonso (BA), para o mês de fevereiro de 2008, em 28 dias de simulação, conforme
vazões estipuladas na Tabela 4 .................................................................................................
127
xiv
LISTA DE TABELAS
Tabela 1. Indicadores utilizados na análise multiatributo ............................................ 16
Tabela 2. Classificação de Estado Trófico, segundo VOLLENWEIDER (1968) ....... 56
Tabela 3. Caracterização trófica de lagos e reservatórios ............................................ 58
Tabela 4. Principais formas de fosfatos solúveis e insolúveis, segundo STUMM e
MORGAN (1981) ........................................................................................................
59
Tabela 5. Estimativa dos quantitativos de ração não absorvida e fezes expelidas por
dia e por gaiola de 20 m³, nas respectivas fases de cultivo ..........................................
80
Tabela 6. Estimativa média de carga de fóforo por gaiola por dia, nas fases de
cultivo...........................................................................................................................
81
Tabela 7. Vazões médias mensais do Reservatório de Moxotó ................................... 89
Tabela 8. Caracterização das fontes adotadas para simulações no reservatório de
Moxotó .........................................................................................................................
94
Tabela 9. Demonstrativo de cálculo das vazões inseridas no modelo lagrangeano do
SisBAHIA para as Fontes definidas no reservatório de Moxotó .................................
95
Tabela 10. Demonstrativo da Metodologia de ONO e KUBTIZA ........................... 125
Tabela 11. Comparativo das metodologias de gaiolas outorgadas para 20 kg fósforo
excretado em 1.000 kg de ração. ...............................................................................
126
xv
LISTA DE QUADROS
Quadro 1. Valores de coeficiente de perda de fósforo por sedimentação – Ks –
segundo autores. ...........................................................................................................
67
Quadro 2. Valores de T90 para os respectivos reservatórios e vazões adotadas nas
simulações. ...................................................................................................................
83
1
1. INTRODUÇÃO
Neste primeiro capítulo será abordada a importância da pesquisa no contexto atual, os
objetivos a serem alcançados e as principais características deste estudo.
1.1. IMPORTÂNCIA DA PESQUISA
O aquinegócio é uma atividade que se desenvolve tecnologicamente e economicamente
no mundo inteiro. A aquicultura em reservatórios no Brasil apresenta um grande
potencial representado pelos milhões de metros cúbicos de águas represadas. A
produção comercial de peixes em gaiolas flutuantes está apenas começando e num
futuro próximo poderá tornar o país um dos maiores produtores mundiais de pescado,
no referido sistema de produção.
Segundo CARVALHO (2009), “visões filosóficas e antagônicas entre biodiversidade e
utilidade da natureza polarizam as pesquisas em aquicultura continental brasileira, que
não pode ser vista dissociada dos recursos pesqueiros.” O referido autor cita que de um
lado temos a relevância e a gravidade dos danos ambientais induzidos por introduções
de espécies, eutrofização e dispersão de doenças (ORSI E AGOSTINHO, 1999;
AGOSTINHO et al., 2007) e na outra face desta temática ambiental, as políticas
públicas atuais, que são perpassadas por uma filosofia utilitarista da água e dos peixes
como recursos comuns dos cidadãos, priorizando e oferecendo ferramentas de
desenvolvimento teoricamente sustentável numa sociedade competitiva e globalizada.
Em função da crescente demanda de solicitações de outorgas encaminhadas aos órgãos
ambientais federais e estaduais responsáveis nas avaliações técnicas e liberações para
implantação de empreendimentos aquícolas em grandes reservatórios,
predominantemente para o cultivo de tilápia em gaiolas flutuantes, o aprofundamento de
estudos qualitativos e quantitativos dos impactos desta atividade devem ser
evidenciados com metodologias mais específicas e consistentes para a tomada de
decisões que possam preservar os referidos corpos hídricos e, consequentemente, a
própria atividade que necessita de um ambiente ecologicamente adequado para a
produção de um pescado de alta qualidade.
2
Responsável pela eutrofização dos corpos hídricos, observamos que, segundo
ESTEVES (1998), o fósforo comporta-se como um macro nutriente e, sendo um
nutriente primário, é essencial para o crescimento do fitoplâncton. Em muitas águas
continentais o fósforo pode ser considerado como o fator limitante da produção máxima
da biomassa fitoplanctônica.
Para o desenvolvimento da aquicultura sustentável e ecologicamente correta é
importante ressaltar a necessidade da prática de um manejo específico das áreas
aquícolas. O efetivo monitoramento e acompanhamento das condições do ambiente
aquático e suas características e respostas em relação às funções naturais e influências
antrópicas no sistema auxiliarão a validação para a regulamentação de empreendimentos
aquícolas. O efeito poluidor das gaiolas flutuantes depende da intensidade de produção
dos peixes, da dispersão dos resíduos efluentes e da capacidade de assimilação do
ambiente.
Na piscicultura intensiva com a utilização de gaiolas flutuantes em grandes
reservatórios, o principal insumo poluidor é a ração ofertada. Este sistema de produção
depende totalmente do uso de ração, onde os resíduos são: desperdícios de ração em
manejos inadequados e as fezes dos indivíduos cultivados que deverão ser absorvidos
pelo ambiente aquático.
O conhecimento dos efeitos das cargas de entrada sobre o corpo hídrico é subsídio
importante para a tomada de decisão com vistas ao uso sustentável destes mananciais
estratégicos. Nesse sentido, os modelos matemáticos de simulação podem contribuir de
maneira significativa em vários instrumentos de gestão, como por exemplo, definição da
localização de estações de monitoramento ou de pontos adequados para descargas de
efluentes, análise de outorga de lançamento de efluentes e escolha de técnicas
adequadas de manejo do uso. Possibilitam análises de cenários prognósticos e, portanto,
auxiliam na identificação das melhores diretrizes com relação aos objetivos propostos,
facilitando o processo de tomada de decisão.
Na prática, a utilização de modelos matemáticos é limitada pelas dificuldades de
calibração e confirmações adequadas, em parte pela falta de dados de campo e, também,
pela complexidade dos processos que ocorrem particularmente em cada ambiente.
3
Entretanto, esta pesquisa foi desenvolvida partindo da hipótese inicial de que “modelos
matemáticos são uma ferramenta” de apoio à decisão no processo de contenção da
eutrofização, com vistas ao monitoramento e implantação de empreendimentos
aquícolas de forma sustentável.
A partir da premissa básica de que todo empreendimento aquícola se caracteriza por
propiciar à espécie cultivada as condições equivalentes aos seus habitats naturais e da
importância econômica e social da atividade, este trabalho contribui com novas
alternativas de gestão e normatização dos cultivos em gaiolas flutuantes em
reservatórios, aliada a uma metodologia de avaliação de capacidade de suporte, levando
em consideração a realidade operacional deste tipo de empreendimento, tanto para a
implantação como na avaliação das fazendas aquáticas, instaladas através da
modelagem computacional.
1.2.CARACTERÍSTICAS DA PESQUISA
Esta tese de doutorado foi realizada no Programa de Pós–Graduação da COPPE da
Universidade Federal do Rio de Janeiro – UFRJ, em Engenharia Oceânica - PENO, área
de Engenharia Costeira e Oceanográfica.
1.2.1. OBJETIVO PRINCIPAL
O objetivo principal desta tese é propor uma metodologia para a avaliação da
capacidade de suporte para implantação e monitoramento de empreendimentos de
pisciculturas intensivas em reservatórios, através da modelagem computacional,
utilizando como ferramenta o SisBaHiA - Sistema BAse de HIdrodinâmica Ambiental,
levando em consideração os conceitos pertinentes a balanço de massa de nutrientes,
processos advectivos e difusivos, tempo de residência ou de renovação de águas,
relevância da estratificação e dos ventos em correntes residuais.
1.2.2. OBJETIVOS ESPECÍFICOS
Conforme esclarecido anteriormente, o conhecimento dos efeitos das cargas de entrada
sobre o corpo hídrico é subsídio importante para a tomada de decisão com vistas ao uso
4
sustentável destes mananciais estratégicos, aliado ao fato de que o potencial produtivo e
econômico deste aquinegócio é significativo, conforme já exposto.
Propomos nesta tese os seguintes objetivos específicos:
Definição de diretrizes para uma gestão eco sustentável de empreendimentos
aquícolas em reservatórios, analisando as condicionantes ambientais requeridas,
a geração dos impactos ambientais da implantação e sistema produtivo de
pisciculturas em gaiolas flutuantes, especialmente a deterioração da qualidade da
água através do desenvolvimento do processo de eutrofização;
Definição de diretrizes e recomendações técnicas para a estrutura produtiva de
empreendimentos instalados atualmente em reservatórios, com ênfase para o
reservatório de Moxotó;
Análise crítica das metodologias empregadas para avaliação da capacidade de
suporte atualmente utilizadas;
Proposição de metodologia de avaliação de capacidade de suporte, baseada em
modelagem computacional;
Estudo de caso, com aplicação da metodologia proposta no reservatório de
Moxotó (PE/AL/BA).
1.3. ESTRUTURA DA PESQUISA
Esta tese esta estruturada em oito capítulos que serão apresentados conforme a
explicação a seguir.
Neste primeiro capítulo é descrita a importância da pesquisa, suas características, o
objetivo principal e os específicos e a forma como está estruturada.
No segundo capítulo descrevem-se a gestão dos recursos hídricos, as considerações
sobre a formação de reservatórios, a circulação hidrodinâmica e os impactos ambientais
causados pela formação destes.
5
A aquicultura em reservatórios é apresentada no terceiro capitulo, onde são
conceituados e caracterizados o conceito pertinente à aquicultura sustentável, as
estruturas e características das gaiolas flutuantes utilizadas para o cultivo de peixes,
além dos aspectos positivos deste sistema de produção.
No quarto capitulo aborda-se a eutrofização em reservatórios, a cadeia trófica, o
processo de eutrofização, enfatizando a importante influência do fósforo neste processo.
Os modelos de avaliação da capacidade de suporte de reservatórios para
empreendimentos aquícolas são descritos no quinto capítulo.
A metodologia proposta através da modelagem computacional é detalhada no sexto
capítulo, onde está caracterizado o reservatório de Moxotó e as fontes poluidoras de
fósforo adotadas na metodologia aplicada para cada recurso hídrico.
Na sequência, no sétimo capítulo, são apresentados e analisados os resultados das
aplicações da metodologia proposta nos reservatórios de Moxotó.
Finalmente, no oitavo capítulo, são expostas as considerações deste estudo e diretrizes
para a gestão sustentável, além de recomendações para futuros trabalhos nesta área de
conhecimento, tendo em vista a importância da atividade para o crescimento ordenado
da aquicultura em reservatórios no Brasil.
6
2. CONSIDERAÇÕES SOBRE A FORMAÇÃO DE RESERVATÓRIOS, OS
IMPACTOS DA INSTALAÇÃO E A GESTÃO AMBIENTAL
Neste Capítulo pretende-se tecer considerações sobre a gestão dos recursos hídricos,
enfocando-se os aspectos gerenciais em reservatórios, a sua formação e os impactos
ambientais advindos da sua instalação.
2.1. A GESTÃO DOS RECURSOS HÍDRICOS
Segundo CAMPOS; STUDART ( 2001), a gestão de recursos hídricos é definida como
o conjunto de procedimentos organizados no sentido de solucionar problemas referentes
ao uso e ao controle dos recursos hídricos, tendo como objetivo atender, dentro das
limitações econômicas e ambientais e respeitando os princípios de justiça social, à
demanda de água pela sociedade.
No Brasil, a Política Nacional de Recursos Hídricos e o Sistema Nacional de
Gerenciamento de Recursos Hídricos, através da Lei nº 9.433/97, iniciam a estruturação
do uso múltiplo das águas e da gestão descentralizada, propiciando aos diferentes
setores usuários de recursos hídricos a igualdade de direito de acesso à água.
Conforme MAGALHÃES (2005), os Planos de Recursos Hídricos, conforme diz a Lei
9433, são planos diretores que visam fundamentar e orientar a implementação da
Política Nacional de Recursos Hídricos e o gerenciamento de recursos hídricos. São
planos de longo prazo elaborados por bacia hidrográfica, por estado e para o país que
devem apresentar o seguinte conteúdo mínímo:
Diagnóstico da situação atual dos recursos hídricos;
Análise de alternativas de crescimento demográfico, de evolução de atividades
econômicas e de modificações de uso do solo;
Balanço entre disponibilidades e demandas futuras dos recursos hídricos, em
qualidade e quantidade, com a identificação de conflitos potenciais;
Metas de racionalização de uso, aumento da quantidade e melhoria da
qualidade dos recursos hídricos disponíveis;
7
Medidas a serem tomadas, programas a serem desenvolvidos e projetos a serem
implantados, para o atendimento das metas previstas;
Prioridades para outorga de direito de uso de recursos hídricos;
Diretrizes e critérios para a cobrança pelo uso de recursos hídricos;
Proposta para a criação de áreas sujeitas à restrição de uso, com vistas à
proteção dos recursos hídricos.
O Brasil destaca-se mundialmente por ser “possuidor de aproximadamente 12% da água
doce mundial” e, naturalmente, é responsável pela manutenção e formação de uma
consciência do uso racional deste recurso. No montante de uso deste recurso para o
abastecimento urbano, por exemplo, o uso consuntivo pode ser considerado baixo, em
torno de 10%. Todavia, no abastecimento industrial, este uso varia conforme o setor,
situando-se em torno de 20%. Na irrigação tem-se o uso consuntivo como o mais
elevado, alcançando 90%. Por outro lado, no uso da água para a geração de energia
elétrica a perda é, em geral, baixa e se dá somente pela evaporação, onde o setor elétrico
é considerado “o maior usuário da água sem caráter degradativo, mas como modificador
do meio ambiente, possui um importante papel no gerenciamento dos recursos hídricos
do país” e, portanto, deve-se contar com as perdas ou reduções dos níveis d’água
afluentes na bacia que acontecem pela degradação da mesma com o passar do tempo,
além da perda da biodiversidade (WESTIN, 2007).
A definição de regras para a gestão dos recursos hídricos é a criação da Política
Nacional de Recursos Hídricos (PNRH), através da instituição da Lei 9433/97, lei esta
que também cria o Sistema Nacional de Gerenciamento de Recursos Hídricos
(SNGRH).
Esta lei adota novos princípios1 e instrumentos de gestão2 que constituem inovações
para a gestão dos recursos hídricos e gestão ambiental. Além disso, a criação da
1Os princípios de gestão dos recursos hídricos definidos pela Lei 9433/97 são: a adoção da bacia
hidrográfica como unidade de planejamento; os usos múltiplos da água; o reconhecimento da água como
um bem finito e vulnerável; o reconhecimento do valor econômico da água; a gestão descentralizada e
participativa.
2Os instrumentos de gestão dos recursos hídricos definidos pela Lei 9433/97 são: os Planos de Recursos
Hídricos; o Enquadramento dos corpos d’água em classes de usos preponderantes; a outorga de Direito de
8
Agência Nacional de Águas (ANA), em julho de 2001, através da Lei 9484/00, foi
fundamental nesse processo, pois essa instância tem como responsabilidade a
implementação das diretrizes da Lei 9433/97, além da fiscalização dos serviços públicos
relacionados à gestão de águas e das condições de reservatórios e, principalmente, a
gestão dos recursos financeiros provenientes da cobrança pelo uso das águas de domínio
da União (SRH/MMA, 2002).
A atuação da ANA está balizada pelas seguintes premissas: considerar a água como um
bem econômico, descentralizar o gerenciamento e operação das estruturas hídricas,
viabilizar a participação dos interessados no processo decisório e alocar racionalmente a
água entre usuários. Observa-se que tais premissas expressam a idéia de escassez
relativa, o que torna a água bem econômica e, ao mesmo tempo, com valor patrimonial,
recurso estratégico para a sobrevivência da população, um elemento da política nacional
e de gestão descentralizada (PIRES DO RIO, 2007).
As crescentes necessidades de água, a limitação dos recursos hídricos, os conflitos entre
múltiplos usos e usuários e os prejuízos causados pelo excesso de água exigem que a
gestão de recursos hídricos, compreendendo as ações de planejamento e administração,
se faça em termos racionais e otimizados, devendo integrar-se nas políticas nacionais e
regionais de desenvolvimento econômico e social. Assim, governos e instituições têm se
preocupado com os aspectos científicos e educacionais, associados à gestão de recursos
hídricos, bem como com as estruturas institucionais para sua efetiva implementação a
níveis nacional, estadual e regional. A concretização dos objetivos da gestão de recursos
hídricos passa pela adesão das comunidades a esses objetivos e aos princípios a eles
subjacentes, o que torna imprescindível a conscientização de lideranças, técnicos e
população em geral para os problemas de utilização da água.
Segundo PIRES DO RIO (2007), fica implícita a idéia de que o processo de gestão
possui ações diferenciadas. Identificamos estas ações como sendo três: a gestão
propriamente dita, o planejamento e o gerenciamento. As ações que compõem o
processo de gestão ocorrem com certa simultaneidade e estão inter-relacionadas umas
Uso dos Recursos Hídricos; a cobrança pelo uso da água; o Sistema Nacional de Informações sobre
Recursos Hídricos.
9
com as outras, diferenciando-se pelos seguintes critérios: (a) as forças que se acham
inseridas dentro da escala hierárquica da tomada de decisão, atuam em cada uma destas
etapas; (b) as finalidades ou objetivos de cada etapa e (c) os instrumentos utilizados.
A mesma autora descreve ainda que o planejamento está ligado, dentro da escala
hierárquica da tomada de decisão, ao poder público. O gerenciamento, por sua vez, é
entendido como uma ação de administração setorial do que foi planejado. Portanto, na
gestão dos recursos hídricos, temos o gerenciamento da demanda abarcando tanto
aspectos os quantitativos quanto os de qualidade da água, o gerenciamento de conflitos
e outros. Entendemos, desta forma, que o gerenciamento relaciona-se de modo mais
estreito com a escala regional/local.
Conforme WESTIN (2007), diversas ferramentas e metodologias estão sendo
incorporadas atualmente para auxiliar a análise da operação e gestão de reservatórios,
buscando conhecer cada vez mais seu desenvolvimento, as interferências ecossistêmicas
de sua operação e, dessa forma, conhecer as medidas de otimização do uso reservatório
(aumento do tempo de vida útil, estabilidade do processo natural entre outros). Para
ilustrar resumidamente um esquema do ecossistema de um reservatório, observam-se
diversos agentes naturais e antrópicos que precisam ser monitorados a partir de um
gerenciamento, conforme a Figura 1.
Os efeitos das alterações surgidas com a formação do reservatório podem se manifestar
em três regiões distintas, que foram criadas pela construção da barragem: a montante, na
represa em si e a jusante.
10
Figura 1 - Ilustração dos principais componentes do ecossistema de um reservatório
(Fonte: STRASKRABA E TUNDISI, 2000).
Segundo DE JORGE (1984) “...a implantação de um reservatório causa mais
interferências com as condições naturais do meio físico do que qualquer outro tipo de
obra civil de grande porte. Essas interferências são responsáveis por reações do
próprio meio físico, procurando se adaptar às novas condições existentes. As reações
podem variar, ao longo do tempo, em intensidade e forma, impondo uma série de
mudanças, convencionalmente chamadas de impactos”.
2.2. SOBRE IMPACTOS AMBIENTAIS CAUSADOS PELA FORMAÇÃO DE
RESERVATÓRIOS
Várias grandes bacias hidrográficas do Brasil foram reguladas pela construção de
reservatórios, os quais, isoladamente ou em cascata, constituem um importante impacto
qualitativo e quantitativo nos principais ecossistemas de água interiores. Os
reservatórios de grande ou pequeno porte são utilizados para inúmeras finalidades:
hidroeletricidade reserva de água para irrigação, abastecimento de água potável,
produção de biomassa (cultivo de peixes e pesca intensiva), transporte (hidrovias)
recreação e turismo.
11
Os impactos da construção de represas ou grandes reservatórias estão relacionados à
área, volume, tempo de retenção do reservatório, localização geográfica e localização no
continum do rio. Em relação aos impactos positivos da construção podemos citar:
Produção de energia e possibilidade de usos múltiplos (recreação, abastecimento
público, etc.);
Retenção de água regionalmente (reserva de água?);
Aumento do potencial de água potável e de reserva de recursos hídricos;
Criação de possibilidades de recreação e turismo;
Aumento de potencial de irrigação;
Aumento e melhoria de navegação e transporte;
Aumento da produção de peixes através de aquicultura;
Aumento das possibilidades de trabalho para a população local.
Nos aspectos negativos destacamos:
Aumento das emissões de CO2e CH4;
Perda dos “pulsos” ecológicos de vazantes e cheias;
Inundação de áreas agricultáveis;
Perda de vegetação e de fauna terrestres;
Interferência na migração de peixes e extinções locais de várias espécies de
peixes e outros componentes da flora e fauna;
Mudanças hidrológicas à jusante da barragem;
Alterações da fauna do rio;
Interferência no transporte de sedimentos;
Aumento da distribuição geográfica de doenças de veiculação hídrica;
Piora da qualidade de águas; e
Empobrecimento dos nutrientes da água.
VILAS BOAS (2006) descreve os impactos causados pela construção e operação de
reservatórios, baseado em TUNDISI (1987) e CRUZ e FABRIZY (1995). São eles:
Modificações no balanço hídrico e impacto sobre o microclima regional;
Alterações na morfologia dos sistemas terrestres, através da ocorrência de
sismos e aumento da erosão e da salinidade dos solos;
12
Alterações na matéria orgânica dissolvida, condutividade da água, transporte e
concentração de sedimentos;
Aumento da superfície de evaporação;
Modificações na estrutura térmica vertical;
Desaparecimento da fauna terrestre;
Alterações das vias terrestres de comunicação;
Rompimento das atividades agrícolas;
Desaparecimento de vegetação terrestre, matas ciliares e sítios arqueológicos;
Alterações da fauna de peixes e aumento da biomassa de macrófitas aquáticas;
Alterações das condições sanitárias, com maior possibilidade de expansão da
distribuição geográfica de vetores de doenças de veiculação hídrica;
Necessidade de realocação das populações;
Modificações estéticas na bacia hidrográfica;
Redução da qualidade de vida da população ribeirinha;
Valor da indenização paga aos trabalhadores rurais residentes na área alagada
geralmente inferior ao preço real;
Deslocamento compulsório da população para terras menos produtivas, gerando
empobrecimento e êxodo rural e aumentando periferia das grandes cidades;
Destruição do patrimônio cultural que constituía a referência para a vida social;
Atração de grande contingente populacional, após a construção e o enchimento
do reservatório, com o propósito de obter emprego ou explorar o ambiente
aquático, dando início à crescente exploração do sistema aquático e de seu
entorno.
Segundo TUCCI (1989), a criação de um reservatório modifica as condições naturais do
escoamento, que tem pequena largura, e grande velocidade, transformando-se num
escoamento longitudinal lento com grande profundidade e largura. Estas condições
modificam o regime térmico do fluxo, as condições químicas e biológicas do meio,
além do natural acréscimo de deposição de sedimentos.
A construção de reservatórios interfere diretamente nos rios, transformando suas
características lóticas aumentando o tempo de residência da água. Essa transformação é
a principal responsável por uma série de alterações nas características limnológicas
13
(físicas, químicas e biológicas) observadas nas áreas represadas e a jusante das mesmas.
Dentre os fatores que mais sofrem alterações estão o comportamento térmico da coluna
de água, os padrões de sedimentação e circulação das massas de água, a dinâmica dos
gases, a ciclagem de nutrientes e a estrutura das comunidades aquáticas (AGOSTINHO
et al.,1992) e (TUNDISI et al., 1993).
O barramento de um rio, através de uma barragem, com a consequente formação de um
reservatório, algumas vezes de consideráveis dimensões (profundidade, volume e área),
para produção de energia elétrica, abastecimento de água, irrigação, controle de
enchentes, ou qualquer que seja o seu uso, ou múltiplo uso, causa inúmeras alterações
do meio ambiente. Esses impactos se manifestam sobre a hidrologia, o clima, a biologia,
a geologia, a geomorfologia, o patrimônio paisagístico, cultural, histórico e
arqueológico, o desenvolvimento socioeconômico e as características físicas, químicas e
bacteriológicas da água represada (BUDWEG,1972; TUNDISI,1988;
FAINZILBER,1981).
Ecologicamente, a perda de diversidade é um dos principais danos causados ao meio
ambiente pela construção de reservatórios e está relacionada tanto com o
desaparecimento de hábitats terrestres e alagamento, quanto às mudanças produzidas no
hábitat aquático (AGOSTINHO e GOMES, 1997). Tais mudanças refletem-se,
sobretudo, na disponibilidade alimentar e na reprodução das espécies íctias, levando à
uma notável alteração estrutural das comunidades aquáticas em relação às originais
(SUZUKI e AGOSTINHO, 1997). O conjunto de modificações causado por um
represamento é tão profundo, que o processo equivale à criação de um novo
ecossistema, principalmente pelas mudanças nas relações tróficas, na base da produção
primária e na ciclagem de nutrientes (BAXTER, 1977).
O novo ambiente hídrico, criado pela represa, concorre para alterações no ciclo
hidrológico. Em áreas muito secas o maior contato água-ar e água-solo permite maiores
taxas de evaporação, evapotranspiração e infiltração, provocando, dessa maneira, perdas
de volume d'água, às vezes, em quantidades consideráveis (BUDWEG,1972;
MAGALHÃES FILHO, 1978).
14
O Comitê Internacional de Ambientes Lacustres (International Lake Environment
Committee – ILEC), em cooperação com o Programa das Nações Unidas (United
Nations Environment Programme – UNEP), desenvolve um projeto denominado
“Survey of the State of the World Lakes” (Avaliação do Estado dos Lagos do Mundo),
coletando e compilando dados ambientais de 217 lagos importantes do mundo.
Por intermédio do projeto foi possível identificar seis principais problemas ambientais,
todos com significativo impacto sobre a qualidade da água, sendo a eutrofização um
deles:
Redução do nível da água devido ao uso excessivo da água dos lagos,
resultando em pronunciada deterioração da qualidade da água e em mudanças
drásticas nos ecossistemas.
Rápida sedimentação dos lagos e dos reservatórios causada pela acelerada
erosão do solo resultante do uso extensivo ou inadequado de terras para
agricultura e pastagens e florestas dentro de suas áreas de drenagem.
Acidificação dos lagos causada por chuvas ácidas, resultando na extinção de
peixes e na degradação de ecossistemas.
Contaminação da água, sedimento e organismos por substâncias químicas
tóxicas originadas da agricultura (pesticidas) e dos resíduos industriais.
Eutrofização pela entrada de compostos de nitrogênio e/ou fósforo das
descargas industriais, agrícolas, domésticas, drenagens urbanas e superfícies
pavimentadas etc., que resulta em forte florescimento de fitoplâncton,
deterioração da qualidade da água e decréscimo da biodiversidade.
Em casos extremos, há colapso completo dos ecossistemas aquáticos.
Segundo resultados do Projeto, o Comitê identificou ainda que todos os seis problemas
ambientais estão inter-relacionados e, de certa forma, compõem os problemas. Todos
são causados pelos mesmos três fatores básicos (Figura 2).
15
Figura 2. Urbanização, crescimento populacional e industrialização estão entre os
fatores básicos que causam problemas ambientais em lagos e reservatórios. IETC
(2001).
A ocorrência de processos de eutrofização em inúmeros reservatórios, aliada ao déficit
de investimento em infra-estrutura dos serviços de saneamento básico em todo o país,
dificulta a tomada de decisão pelo poder público de quais reservatórios encontram-se
em situação mais crítica para a implementação de ações emergenciais de controle e
reversão desse processo. Em países como Estados Unidos e Inglaterra, esse problema
vem sendo abordado em trabalhos que buscam ajudar a tomada de decisão a partir do
estudo da vulnerabilidade das bacias onde estão localizados reservatórios ou lagos com
índices de trofia elevados (BENNION et al., 2005).
A vulnerabilidade ou fragilidade ambiental está relacionada com a susceptibilidade de
uma área em sofrer danos quando submetida ao aporte de nutrientes num corpo d’água.
Quanto maior a vulnerabilidade da bacia, menor a chance de recuperação do ambiente.
Conhecer a vulnerabilidade de uma área a determinados fatores de pressão ambiental
auxilia na priorização de investimentos públicos, normalmente escassos, em diferentes
regiões.
ARAUJO et al., (2007), definiu indicadores ambientais de vulnerabilidade do processo
de eutrofização baseada nas principais causas e formas de mensuração desse processo
encontradas na literatura (SPERLING, 1995; ANDREOLI e CARNEIRO, 2005;
16
CHAPRA, 1997; JORGENSEN e VOLLENWEIDER, 2000), objetivando a formação
de um sistema de avaliação da vulnerabilidade à eutrofização, considerando indicadores
de pressão nas bacias e a sensibilidade dos reservatórios à carga poluente ao qual são
atualmente submetidos. A tabela 1 ilustra os indicadores utilizados relacionados aos
fatores de pressão e de sensibilidade de reservatórios ao enriquecimento de fósforo para
avaliar a vulnerabilidade em reservatórios quanto à eutrofização.
Tabela 1 – Indicadores utilizados na análise multi-atributo
Fatores considerados no
estudo da vulnerabilidade
Aspecto Indicador
Erosão Solo, Clima, Uso e ocupação do
solo e Geomorfologia
Erodibilidade do solo
Intensidade pluviométrica
(mm/dia)
Exposição do solo
Declividade do terreno (%)
Carga poluente Carga poluente pontual devido à
urbanização, piscicultura em
gaiola e carga difusa proveniente
da criação de bovinos às margens
dos açudes
Carga de Fósforo To tal (g de
P/m2 do reservatório/ ano)
Profundidade média do
reservatório (m). Tempo de
retenção hidráulica do
reservatório (ano)
Sensibilidade Profundidade do reservatório Profundidade relativa do
reservatório (%)
Fonte: ARAÚJO et al (2007).
ABE, et al.,(2000) discorrem que nos últimos anos, o processo de eutrofização tem se
acelerado em represas brasileiras devido aos seguintes fatores: aumento do uso de
fertilizantes nas bacias hidrográficas, aumento da população, elevado grau de
urbanização sem tratamento de esgotos domésticos e intensificação de algumas
atividades industriais que levam excessiva carga de nitrogênio e fósforo para essas
represas. Ao mesmo tempo, o uso múltiplo tem se intensificado, tornando muito
complexo o gerenciamento de represas e de bacias hidrográficas. As fontes de
eutrofização, tema do Capítulo seguinte, podem ser pontuais e não pontuais,
17
dependendo da localização dos reservatórios, do nível de atividade nas bacias
hidrográficas e da concentração da população em grandes áreas urbanas.
Observa-se que o autor considera a piscicultura em gaiolas flutuantes como carga
poluente, evidenciando a importância do impacto destes empreendimentos em
reservatórios, no que se refere ao processo de eutrofização com as cargas oriundas do
processo produtivo, principalmente os índices de fósforo, que será aprofundado ao
longo desta tese.
2.3. CARACTERIZAÇÕES FÍSICAS, QUÍMICAS E ECOLÓGICAS DOS
RESERVATÓRIOS
Os reservatórios são ambientes complexos que apresentam mudanças dinâmicas
impulsionadas pelas funções de forças climatológicas, hidrológicas e biológicas, pelas
interações com as bacias hidrográficas e pelo regime de operação do sistema. O
gerenciamento destes implica numa gestão integrada de um sistema complexo,
incluindo o reservatório, sua bacia hidrográfica, as funções de força promovidas pelos
usos múltiplos, os fatores climatológicos, hidrológicos, físicos, químicos e biológicos.
A morfometria da bacia de captação, a vazão, o padrão de circulação, a profundidade, a
área, os contornos e o sistema operacional adotado são variáveis que, de algum modo,
afetam as comunidades bióticas nestes corpos hídricos. Segundo WEITHMAN e HASS
(1982), estas variações tornam cada reservatório uma entidade particular, cujo manejo
requer informações localizadas. Mesmo os reservatórios que se apresentam em série em
uma mesma bacia com interações unidirecionais de montante para jusante apresentam
estas comunidades diferenciadas.
Antes de avaliar a qualidade da água é indispensável a representação das condições
dinâmicas do sistema, pois são elas que influenciam as condições de transporte e,
consequentemente, as transformações de constituintes químicos e biológicos na água. A
circulação de um corpo d´água pode ser representada por modelos de armazenamento,
onda cinemática, difusão e hidrodinâmicos, onde a aplicação de cada um tem suas
vantagens e limitações.
18
2.3.1. SOBRE A HIDRODINÂMICA DE RESERVATÓRIOS
A circulação hidrodinâmica é o fenômeno associado ao deslocamento da água nos
corpos hídricos. As vazões de rios ou barragens a montante, a energia dos ventos e a
diferença de densidade dão movimento à água, onde os processos principais que se
desenvolvem são no sentido vertical. A incidência solar sobre a superfície livre da água
produz movimento de calor no sentido vertical, que se equilibra com o empuxo da
massa de água. Além disso, devido à grande largura, geralmente criada pela criação de
um reservatório, o vento produz turbulência nas camadas superiores do reservatório.
Este movimento pode induzir o transporte de poluentes, que podem ser caracterizados
em três categorias: advecção, difusão turbulenta e dispersão, e ainda sofrer influência do
decaimento.
A importância dos modelos hidrodinâmicos está na possibilidade de se simular, com
bastante realismo, o padrão de circulação hidrodinâmica em corpos de água, e quando
acoplados a modelos de transporte de contaminantes, analisarem os impactos causados
por lançamentos de efluentes na qualidade das águas de uma determinada região. Sendo
assim, cada vez mais estes modelos vêm sendo utilizados, com caráter preditivo, para
avaliações de cenários ambientais futuros ou em tempo real, que subsidiem decisões,
relativas à gestão ambiental costeira referente a aspectos preventivos e corretivos.
Segundo ROSMAN (2011) os modelos aplicáveis a sistemas estuarinos e de águas rasas
pode ser dividido em três tipos, variando de acordo com a sua complexidade e da escala
de interesse do fenômeno analisado:
Modelos tridimensionais: são modelos que possuem todas as dimensões (x,y,z e
t). Os modelos gerais 3DG incluem todas as equações e considera os gradientes
de densidade. São aplicáveis a qualquer caso. Os modelos 3D possuem uma
hidrodinâmica mais simples, não sendo incluídos os gradientes de densidade na
sua formulação. São aplicáveis a corpos hídricos com coluna de água
homogênea ou pouco estratificada, objetivando a obtenção de perfis verticais;
Modelos bidimensionais: são modelos que têm as variáveis promediadas dos
modelos tridimensionais. Estes modelos são subdivididos em dois tipos: modelo
bidimensional na horizontal (2DH) e na vertical (2DV). No modelo 2DH as
19
respectivas variáveis são médias verticais, possuindo as dimensões (x,y,t).
Podem ser aplicados a corpos hídricos com reduzida estratificação, com
tendência vertical homogênea. No modelo 2DV as variáveis são médias laterais
(x,z,t), aplicáveis a corpos hídricos com estratificação vertical de densidade, com
reduzida variação lateral, normalmente corpos hídricos estreitos.
Modelo unidimensional (1D): este modelo é aplicável a corpos hídricos
longitudinais com seção transversal homogênea, como canais por exemplo.
Considera-se o eixo x como longitudinal nas dimensões (x,t).
Será utilizado neste estudo o software SisBaHiA® - Sistema Base de Hidrodinâmica
Ambiental. Segundo ROSMAN (2011), em qualquer sistema de modelos usado para
analisar a circulação hidrodinâmica e a qualidade de água em corpos de água naturais, a
base fundamental é o modelo hidrodinâmico.
Complementando, o mesmo autor discorre sobre o modelo hidrodinâmico de linhagem
FIST4, otimizado para corpos de água naturais, que possui o SisBaHiA. A linhagem
FIST representa um sistema de modelagem de corpos de água com superfície livre
composta por uma série de modelos hidrodinâmicos, nos quais a modelagem da
turbulência é baseada em técnicas de filtragem, semelhantes àquelas empregadas na
Simulação de Grandes Vórtices (LES – Large Eddy Simulation). Vale mencionar que a
LES é considerada estado da arte para modelagem de turbulência em escoamentos
geofísicos. A versão 3D do FIST resolve as equações completas de Navier-Stokes com
aproximação de águas rasas, i.e., considerando a aproximação de pressão hidrostática.
Figura 3. Sistema de coordenadas do sistema de modelagem (3D & 2DH), onde NR é o
nível de referência. No caso 2DH, Ui , representa a velocidade promediada na vertical.
20
Note que as coordenadas e velocidades horizontais são representadas como (x, y)≡(x1,
x2) e (u, v)≡(u1, u2) utilizando o índice i = 1,2. A profundidade instantânea H = zsup. –
zfundo = ζ+ h, também é chamada de altura da coluna de água e de “tirante hidráulico”.
As quatro equações necessárias para calcular as quatro incógnitas da circulação
hidrodinâmica (u, v, w, ζ), no módulo 3D são resumidas abaixo:
Equação de quantidade de movimento, com aproximação hidrostática, na direção x : 3
(1)
Onde:
u, v e w são componentes de velocidades do escoamento nas direções x, y e z;
ζ (x,y) é a relação da superfície livre;
g é a aceleração da gravidade;
ρ é a densidade local do fluido;
ρ oé a densidade constante de referência;
Φ é velocidade angular de rotação da Terra no sistema de coordenadas local e os termos
com Φ são as forças de Coriolis, no qual θ é o ângulo de latitude.
Equação de quantidade de movimento, com aproximação hidrostática, na direção y:
(2)
Equação da quantidade de movimento na direção z:
3 A Segunda Lei de Newton é geralmente escrita como ma=∑F. Considerando essa lei aplicada a uma
partícula de massa m=ρoδxδyδz, onde ρo é a densidade e δxδyδz o volume da partícula, torna-se fácil
visualizar o que cada lado da equação significa. Uma descrição detalhada de todos os termos das
equações encontra-se disponível no Capítulo 3 do Volume 3 desta série, vide Rosman (1997).
21
(3)
Equação da continuidade (do volume):
(4)
Equação da continuidade (do volume) integrada ao longo da vertical:
4
(5)
A seguir, são demonstrados os termos que compõe estas equações, de modo
simplificado5.
Para as equações de movimento:
Equação local de escoamento
(6)
(7)
Resultante da pressão hidrostática na direção x devido à declividade da superfície na
direção x.
4 : onde é o fluxo de precipitação, fluxo de evaporação e fluxo de
infiltração por unidade de área. 5 Maiores detalhes em ROSMAN (2011)
22
(8)
Resultantes das tensões turbulentas dinâmicas de escoamento
(9)
Para a equação da continuidade:
Divergente de velocidade de escoamento nulo.
(10)
Para a equação da continuidade integrada ao longo da vertical: 6
(11)
A advecção pode ser definida como o movimento em relação à velocidade média,
causando uma translação da partícula igual ao produto da velocidade média pelo
intervalo de tempo considerado. O fluxo resultante percorre as linhas de corrente e não
muda a identidade da substância que é transportada, isto é, a substância é transportada
de uma posição no espaço para outra, onde um grupo de poluentes atinge posições
sucessivas a cada instante.
A adição dos efeitos da advecção e difusão turbulenta, resulta na dispersão, que neste
momento é causado pela atuação da velocidade média e da velocidade turbulenta. O
resultado é o transporte e diluição do conjunto de partículas. A Figura ilustra os
respectivos processos. ꞊
6 Mesmo significado da equação da continuidade.
23
Figura 4. Ilustração sequencial da advecção, difusão turbulenta e dispersão de poluentes
Fonte: KALE (2000)
Os reservatórios são sistemas cuja hidrodinâmica é intermediária entre o lótico e o
lêntico e geralmente apresentam elevada razão volume/superfície. Nesses corpos d'água,
os nutrientes - nitrogênio e fósforo - promovem impactos que resultam na eutrofização.
Mesmo que sejam promovidas ações que os mantenham livres de lançamentos de
origem orgânica, os estoques de nutrientes acumulados ao longo do tempo nesses
corpos d´água, ainda estarão em permanente troca nos compartimentos aquáticos.
2.3.2 CONSIDERAÇÕES SOBRE AS TAXAS DE DECAIMENTO E
SEDIMENTAÇÃO
A identidade da massa transportada é ainda modificada pela perda de partículas por
deposição ou decaimento. Estas perdas de partículas são equacionadas através da
constante de decaimento conhecida como T90. O T90 é o tempo necessário para a
redução de 90% da massa independente de diluição em um efluente. Sua importância é
que nos traz a possibilidade de calcular o volume mais provável de uma massa de
poluentes em determinado tempo.
Conforme descreve ROSMAN (2007), no SisBaHiA®, as constantes de decaimento de
reações cinéticas de primeira ordem são dadas através do T90, isto é:
(12)
= +
24
Considerando a inclusão de processos de sedimentação o termo de reação da equação de
transporte fica sendo –(KD+KS)C. Para calcular a taxa de sedimentação KS é necessário
definir:
Ѵ ѕ = velocidade de sedimentação média, constante.
τ = tensão no fundo crítica de mobilidade das partículas que sedimentam com VS.
a = tolerância entre 0 e 0,5
A partir de VS calcula-se uma taxa de sedimentação variável no tempo e espaço em
função da altura da coluna de água H:
(13)
O valor 0,205 é ajustado para dar diferença acumulada zero após o tempo de
sedimentação característico Tsed = H/VS. Isto é, no início ocorre deposição mais rápida
que a teoria linear para granulometria uniforme, no fim a deposição é mais lenta. Como
mostra a Figura 5, no tempo característico Tsed indicado pela seta a diferença
acumulada entre a formulação adotada e a teoria linear é nula. Na formulação adotada
simula-se uma curva granulométrica, com material mais graúdo depositando mais
rápido no início e o material mais fino depositando mais lentamente no fim.
KS é variável porque em um local com maior profundidade H, o tempo até ocorrer a
deposição no fundo é maior que em local mais raso. Efetivamente, o contaminante só
sai da água (decai), quando deposita-se no fundo.
25
Figura 5. Curvas de sedimentação pela teoria linear para granulometria uniforme e pelas
formulações com taxa KS = –VS / H e com taxa adotada no modelo KS = –ln (0.205) ×
VS / H. Repare que no caso da taxa usual, KS = – VS / H a sedimentação ocorre como se
todas as partículas fossem mais finas que as da granulometria uniforme suposta na
teoria linear. No gráfico, os valores no eixo do tempo são apenas ilustrativos,
(ROSMAN 2011).
As principais ligações ou interfaces dos sedimentos com os lagos e reservatórios são as
seguintes: turbidez; assoreamento; fonte de alimentos e habitat para a fauna e retenção
de produtos tóxicos. Segundo CARVALHO (2000), em relação ao aspecto
sedimentológico, os reservatórios podem sofrer redução das velocidades da corrente
provocando a deposição gradual dos sedimentos carreados pelo curso d´água,
ocasionando o assoreamento, diminuindo gradativamente a capacidade de
armazenamento destes, podendo vir a inviabilizar a operação do aproveitamento, além
de ocasionar problemas ambientais de diversas naturezas.
2.3.3. SOBRE ESTRATIFICAÇÃO TÉRMICA EM RESERVATÓRIOS
Na estratificação térmica em reservatórios, as ações externas que geralmente
influenciam neste processo são: radiação solar, ação do vento e entrada e saída do fluxo
de água e suas temperaturas. A temperatura exerce maior influência nas atividades
26
biológicas e no crescimento. Também governa os tipos de organismos que podem viver
ali: peixes, insetos, zooplâncton, fitoplâncton e outras espécies aquáticas, todas têm uma
faixa preferida de temperatura para se desenvolverem.
Sob o ponto de vista da Engenharia de Meio Ambiente, o conhecimento da variação da
temperatura no corpo de água é particularmente importante por três razões: (a)
descargas de efluentes em diferentes temperaturas podem causar efeitos negativos no
ecossistema aquático, (b) a temperatura influencia as reações químicas e biológicas e (c)
a variação da temperatura afeta a densidade da água, e como conseqüência, altera os
processos de transporte, ROSMAN (2011).
Segundo o mesmo autor, modelos específicos de temperatura foram pesquisados com o
objetivo de definir os mecanismos de troca de calor nos corpos de água. Outra
contribuição, conforme ROSMAN (2011), foi obtida através do modelo apresentado por
CULBER-SON e PIEDRAHITA, 1996. Neste modelo, a temperatura é modelada junto
com o oxigênio dissolvido, permitindo o entendimento da influência da temperatura nas
reações químicas ligadas ao oxigênio.
Os dados de entrada do modelo de transporte de calor são a umidade, Ud, a temperatura
máxima e mínima do ar dentro do intervalo de simulação, Tar, Maxe Tar, mine a
energia ou calor específico, c. A velocidade do vento é a mesma usada no modelo
hidrodinâmico. No caso de considerar a radiação solar constante, deve-se fornecer a
radiação solar máxima, It, dado; caso contrário, deve-se fornecer a temperatura do
ponto de orvalho, a % de céu encoberto e data do início da simulação, além da hora. As
reações cinéticas são escritas como:
Hn〔cal /10-4 m² dia〕 / ρ〔kg/m³〕c〔cal/kg∘C〕
(13)
Onde Hn é o fluxo total de calor por unidade de área, que regula a temperatura no corpo
de água. Tal fluxo representa as trocas de calor na interface ar-água influenciando na
quantidade de energia térmica da coluna de água. As principais fontes de calor são: a
radiação solar de onda curta, a radiação atmosférica de onda longa, a condução de calor
da atmosfera para a água e o lançamento direto de efluentes com temperaturas variáveis.
27
Os principais sumidouros de calor são: radiação de onda longa emitida pela água,
evaporação e condução de calor da água para a atmosfera (THOMANN e MULLER,
1987). O fluxo total de calor por unidade de área, Hn, é dado por (EDINGER et al.,
1968):
(14)
onde:
Hn: Fluxo total de calor na interface ar-água (cal/cm²/dia),
Hs: Fluxo de radiação solar de ondas curtas (cal/cm²/dia),
Hsr: Fluxo de radiação solar de ondas curtas refletidas (cal/cm²/dia),
Ha: Fluxo de radiação atmosférica de ondas longas (cal/cm²/dia),
Har: Fluxo de radiação atmosférica de ondas longas refletidas (cal/cm²/dia),
Hbr: Fluxo de radiação de ondas longas da água em direção à atmosfera (cal/cm²/dia),
He: Fluxo de calor por evaporação (cal/cm²/dia) e
Hc: Fluxo de calor por condução (cal/cm²/dia).
ROSMAN (2011) especifica ainda que o primeiro grupo de termos é chamado de fluxo
de radiação absorvida, é independente da temperatura da água e pode ser medido
diretamente ou calculado através de medições meteorológicas, e que o segundo grupo é
formado por termos que dependem da temperatura da água e de outros fatores. A Figura
6 mostra o esquema do balanço de energia e os valores aproximados para cada termo.
28
Figura 6. Esquema do balanço de energia considerado pelo modelo e os seus valores
aproximados em cal/cm²/dia (THOMANN e MULLER, 1987) apud ROSMAN (2011).
Quando as diferenças de temperatura geram camadas de água com diferentes
densidades, formando uma barreira física que impede que se misturem e se a energia do
vento não for suficiente para misturá-las, o calor não se distribui uniformemente na
coluna d´água, criando assim a condição de estabilidade térmica. Quando ocorre este
fenômeno, o ecossistema aquático está estratificado termicamente. Os estratos ou
camadas formados frequentemente estão diferenciados físicos, química e
biologicamente.
A diferença de densidades pode ser tal que cause uma completa estratificação no corpo
d’água, com as três camadas não se misturando entre si. Esta estratificação tem uma
grande influência na qualidade da água. Dependendo do grau de trofia do corpo d’água,
poderá haver uma ausência completa de oxigênio dissolvido no hipolímnio. Em
decorrência, nesta camada tem-se a predominância de compostos reduzidos de ferro,
manganês e outros.
Com a chegada do período frio há um resfriamento da camada superficial do lago,
causando certa homogeneização na temperatura ao longo de toda a profundidade.
Ocorrendo esta homogeneização, tem-se também uma maior similaridade entre as
densidades. A camada superior, subitamente resfriada, tende a ir para o fundo do lago,
deslocando a camada inferior, e causando um completo revolvimento do lago. A este
fenômeno dá-se o nome de inversão térmica. Em lagos que apresentam uma maior
concentração de compostos reduzidos no hipolímnio, a reintrodução destes na massa
d’água de todo o lago pode causar uma grande deterioração na qualidade da água. A
redução da concentração de oxigênio dissolvido, devido à demanda introduzida pelos
compostos orgânicos e inorgânicos reduzidos, bem como a re-suspensão da camada
anaeróbia do fundo, pode causar a mortandade de peixes.
29
Em geral, os reservatórios abertos (lagos, açudes e represas) ganham calor nos períodos
quentes (sejam eles diário ou anual) e o perdem nos períodos mais frios. Quando há
aquecimento, formam-se na coluna d’água camadas com temperaturas diferentes
(estratificação térmica): uma camada mais superficial (epilímnio), na qual a temperatura
é mais elevada devido à radiação solar, que torna a densidade de massa menor; uma
camada de transição (metalímnio) e outra camada mais profunda (hipolímnio), onde a
temperatura é menor e a densidade maior. No período mais frio, a perda de calor para a
atmosfera desfaz essas camadas e provoca mistura das águas (circulação) que,
praticamente, uniformiza a temperatura em todas as profundidades (TUNDISI et al.,
1984; NOGUEIRA,1991; CLETO FILHO, 2006). A Figura 7 ilustra o processo
explicitado.
Figura 7. Ilustração das camadas de temperaturas (estratificação térmica) e processo de
mistura em reservatórios tropicais.
Segundo ESTEVES (1998), DINIZ (2004) e MELLO (2005), em climas tropicais os
reservatórios são submetidos à estratificação e desestratificação diária. Nem todas as
seções de um mesmo reservatório, durante o dia, a estratificação ocorre pelo
30
aquecimento da camada superficial e, à noite, acontece a desestratificação pela ação
combinada dos ventos e do resfriamento da camada superior, provocando mistura total
a cada 24 horas.
TUNDISI et al. (1984) mostram que, em reservatórios tropicais, as diferenças térmicas
mais acentuadas entre as camadas da superfície e as do fundo podem chegar até a 10°C,
mas, em geral, não excedem 7°C. MARTINS e PORTO (2006) listam, para barragens
de grande porte, em várias partes do Brasil, diferenças entre 2°C e 7°C.
2.3.4. ECOLOGIA DE RESERVATÓRIOS
Conforme (WETZEL, 1990), os reservatórios apresentam semelhanças aos lagos quanto
aos processos ecológicos básicos que envolvem o metabolismo dos ecossistemas
aquáticos. Contudo, o autor relata que a necessidade de regulação de sua vazão pela
demanda de produção de energia ou outros processos operacionais, influenciam no nível
de água, na profundidade e no tempo de residência do reservatório. Estas alterações
podem causar fortes modificações nas propriedades físicas, químicas e biológicas do
ambiente deste corpo hídrico artificial, expondo as divergências aos ecossistemas
lacustres.
Há determinados princípios ecológicos básicos e fundamentais que devem estar
subjacentes a quaisquer estudos sobre a qualidade da água. São esses princípios que
permitem perceber toda a regulação dos processos físicos, químicos e biológicos, e
também a maneira como eles interagem e como dependem uns dos outros.
Primeiro princípio: Um ecossistema é constituído por organismos vivos –
plantas e animais – e esses organismos formam um conjunto em que há
produtores, consumidores, decompositores. Para que esse conjunto de
organismos, mais o ambiente físico e químico que os rodeia, constituam um
ecossistema e não um amontoado de partes, é necessário que existam relações
dos organismos entre si e dos organismos com o ambiente. As relações
estabelecem-se através de fluxos de matéria e de energia, através de cadeias
tróficas. As partes essenciais constituintes de um ecossistema são: produtores,
consumidores, decompositores, matéria orgânica ou detritos e matéria
31
inorgânica. A energia que faz funcionar os ecossistemas é a energia radiante
proveniente do Sol.
Segundo princípio: Os elementos químicos são sucessivamente transferidos dos
organismos para o ambiente físico-químico e deste novamente para os
organismos, cumprindo aquilo que se designa por ciclos biogeoquímicos dos
elementos.
Terceiro princípio: Tudo o que se passa nos ecossistemas se faz à custa de
transformações de energia. As transformações de energia obedecem às Leis da
Termodinâmica: Primeira Lei – nenhuma transformação de energia é 100 %
eficiente, há sempre dispersão de energia sob a forma de calor; Segunda Lei – a
energia é sempre transformada de uma forma em outra, nunca é criada nem
destruída.
Quarto princípio: Toda a energia necessária ao funcionamento do ecossistema
vem, em última análise, do Sol. Pode vir diretamente, por meio da fotossíntese,
fazendo-se as transferências de energia através da cadeia trófica predatória. Ou
pode vir indiretamente, via decomposição, fazendo-se as transferências de
energia através da cadeia trófica de detritos.
Quinto princípio: Tudo o que é lançado artificialmente nos ecossistemas, entra
nos ciclos biogeoquímicos dos elementos naturais e pode ter conseqüências, em
geral, desastrosas, para o ecossistema.
2.3.4.1. INTRODUÇÃO DE ESPÉCIES EXÓTICAS
Sabemos que a introdução proposital ou não de espécies de plantas e animais é uma das
facetas culturais intrínsecas ao homem, de hábito migratório e conquistador (DEAN,
2004). Assim, organismos aquáticos, especialmente os peixes vivendo em ecossistemas
aquáticos abertos, mostram grande facilidade de dispersão e colonização de novos
ambientes. Historicamente, o homem aproveita-se da grande “riqueza” natural de
espécies de peixes para a adaptação do comportamento destes, visando à piscicultura e
outros usos (ornamentais, por exemplo).
Além das carpas (várias espécies), uma das favoritas para a piscicultura em águas
continentais (tanques-rede em represas) é a tilápia do Nilo (Oreochromisniloticus), com
32
suas linhagens melhoradas geneticamente. Na vertente zootécnica, são vários os fatores
intrínsecos que justificam esse favoritismo (HAYASHI et al., 1999, 2002; BOSCOLO
et al., 2004). Na faceta eco-ambiental, a problemática dos não nativos é aguerrida e
preocupante, suscitando muitas discussões e embates devido às divergentes opiniões e
conflitos entre os piscicultores e poder judiciário e parte da comunidade científica
(CARVALHO, 2009). Considerando sua emblemática polaridade, deve-se concluir que
este tema é para um artigo específico, pois, num pólo estabelecem as vantagens
zootécnicas do uso de espécies não nativas para o cultivo e do outro, o alto custo e risco
eco-ambiental deste modelo, conforme já foi comentado (ORSI E AGOSTINHO, 1999;
AGOSTINHO et al., 2007).
A mitigação desse impasse seria o desenvolvimento tecnológico para as espécies nativas
usadas em piscicultura de águas continentais, cujo processo de pesquisa estende-se por,
pelo menos, mais duas ou três décadas para que resultados efetivos sejam obtidos.
Destacam-se os nativos como pacus (Piaractusmesopotamiscus), tambaquis
(Colossomamacropomum) e seus híbridos, os peixes de couro da família Pimelodidae
(pintados, cacharás e seus híbridos, do gênero Pseudoplatystoma) e os bagres (do
gênero Rhamdia), que mais recentemente têm sido alvo de discussões em eventos
científicos nacionais, procurando meios de viabilizá-los como base de aquicultura
sustentável (ZANIBONI Filho et al., 2009).
2.3.4.2. ICTIOFAUNA
A atividade de piscicultura em gaiolas flutuantes encontra-se em expansão no mundo e,
agora, também no Brasil, sendo seus impactos sobre a ictiofauna pouco conhecidos.
Assim, devido a alterações ambientais como, mudança na comunidade planctônica e
bentônica, causadas por esta atividade, infere-se que também haja impactos quali-
quantitativos sobre a ictiofauna, (CARVALHO, 2009).
Outra interferência induzida por essa atividade em relação à ictiofauna são mudanças na
cadeia alimentar. RAMOS et al. (2008) e RAMOS (2009), relatam que as espécies mais
abundantes ao redor das pisciculturas (represa de Nova Avanhandava e Chavantes
respectivamente), apresentaram mudanças na dieta em relação a exemplares capturados
em trechos livres desta influência. Neste sentido, registram que Metynnismaculatus
33
(pacu-prata) e Pimelodusmaculatus (mandi-guaçu), alimentaram-se quase que
exclusivamente de restos de ração em áreas próximas aos tanques-rede. Ainda para as
espécies estudadas, o comprimento padrão e peso total foram significantemente maiores
nos exemplares capturados próximos aos tanques de cultivo, como também observado
por ECHE (2008) para Auchenipterusosteomystaxna na represa de Rosana, conclui que
as pisciculturas em tanques-rede podem levar à mudanças na dieta de algumas espécies,
com consequentes alterações na estrutura populacional das mesmas. Assim, em áreas
próximas as pisciculturas há alterações na estrutura e dieta da assembleia de peixes, que
possivelmente interferem na dinâmica ecológica local, em especial na teia alimentar.
2.3.4.3. SEDIMENTO E COMUNIDADE BENTÔNICA
Áreas próximas aos sistemas de pisciculturas em gaiolas flutuantes recebem grande
parte dos efluentes gerados por esta atividade (BEVERIDGE, 2004). Particularmente, o
sedimento destas áreas pode receber até 66% do fósforo destes efluentes (ALVES et al.,
2005), além de grande quantidade de matéria orgânica (CARVALHO et al., 2009).
Estes por sua vez, podem causar mudanças físico-químicas no sedimento e,
consequentemente, mudanças na comunidade bentônica.
Neste sentido, ALVES et al. (2005) observaram no Córrego do Arribada (baixo rio
Tietê, SP), após curto período da implementação de pisciculturas em gaiolas flutuantes,
o aumento nos processos de sedimentação e na concentração de nutrientes no sedimento
próximo aos tanques de cultivo. Também, em estudo na represa de Machadinho (Rio
Uruguai) a maior abundância de macro-invertebrados bentônicos em área próxima às
gaiolas foi diagnosticada, visto que houve acúmulo significativo de matéria orgânica
(HERMES SILVA et al., 2004). Este fato também foi observado por MENEZES e
BEIRUTH (2003) na represa de Guarapiranga (São Paulo). No entanto, os autores ainda
relatam menor diversidade de espécies próxima às gaiolas. Ressalta-se que situações
similares foram observadas por KELLY (1993) em lagos da Escócia e por KUTTI
(2008) em um fiorde Norueguês.
Reforçando essa problemática ambiental, pode-se fundamentar na aquicultura marinha
na qual as mudanças na qualidade do sedimento, há muito tempo, são objetos de
preocupação da comunidade científica. Segundo WU (1995) os maiores impactos dessa
34
atividade em regiões costeiras sobre o sedimento são a alta demanda de oxigênio,
sedimento anóxico, produção de gases tóxicos e o decréscimo da diversidade bentônica.
Ainda, CARROL et al. (2003) registraram que aproximadamente 32% das pisciculturas
estudadas na Noruega apresentaram qualidade de sedimento de ruim para péssimo no
entorno dos tanques, e 10% apresentaram condições equivalentes em distâncias
intermediárias. Desta maneira, caso não haja o efetivo ordenamento da atividade, pode-
se, com segurança, fazer prognósticos de que impactos semelhantes são esperados neste
processo crescente de atividades de piscicultura em gaiolas flutuantes em águas públicas
abertas.
35
3. A AQUICULTURA EM RESERVATÓRIOS
O cultivo de peixes em gaiolas gera uma série de impactos positivos e negativos nos
níveis ambiental, social e econômico. Segundo TOVAR et al. (2000), o cultivo em
gaiolas vem sendo cada vez mais utilizado e o aumento desta atividade faz com que se
torne necessária a avaliação dos impactos gerados. O Governo Federal, através do
MAPA7, pretende ocupar 1% (um por cento) da área dos reservatórios das usinas
hidrelétricas com a criação de peixes em tanque rede. Porém, para garantir a
sustentabilidade, faz-se necessária a realização de pesquisas que busquem analisar os
impactos ambientais, sociais e econômicos oriundos da prática dessa atividade em todas
as regiões do País.
3.1. BASES PARA AQUICULTURA RESPONSÁVEL
Apresenta-se a aquicultura como uma das atividades com maior representatividade na
produção de proteína de origem animal, que gera receita de milhões de dólares para
vários países. Desde 1970 esta atividade vem crescendo à taxa média de 9,2% ao ano e
superando a produção de outros animais, que cresce apenas 2,8%, tornando-se, assim,
uma das atividades econômicas de maior crescimento (ASSAD, 2004).
ZANIBONI et al (2005) relatam que o Brasil possui 5,5 milhões de hectares de águas
represadas, e que numa projeção, se 1% dessa área (55 mil hectares) fosse utilizada para
produção intensiva de peixes (150 kg/m3
/ano com dois ciclos anuais), teríamos como
resultado uma produção de 82,5 milhões de toneladas. Esse valor colocaria o Brasil
como o segundo maior produtor aquícola do planeta.
A aquicultura brasileira vive um momento inquestionável de expansão, transformação e
consolidação, tornando-se em algumas regiões do país a atividade principal de
pequenos, médios e até grandes proprietários rurais. A aquicultura partiu de um sistema
7 Ministério da Aquicultura e Pesca
36
que se iniciou para satisfazer necessidades da fome; o cultivo de organismos aquáticos
passou a ser parte de um processo produtivo e econômico, ditado, também por políticas
econômicas (exportação) e sociais (emprego e alimentação), daí o grande impulso que
vem tendo no mundo inteiro.
O conceito de "Aquicultura Sustentável" segundo (VALENTI, 2000), ou "Aquicultura
Responsável", melhor termo, está sendo introduzido para designar a forma desejável de
se produzir pescado no meio aquático, com racionalidade ambiental, econômica e
social. Cabe ressaltar os dois documentos norteadores dos rumos que a aquicultura deve
trilhar no século XXI: o "Code of Conduct for Responsible Fisheries", (FAO, 1995) e
"Aquaculture Development Beyond 2000: The Bangkok Declaration and Strategy”,
(NACA/FAO, 2000), onde os principais pontos são:
A aquicultura deve produzir alimentos de qualidade para as populações humanas
e gerar desenvolvimento econômico;
O desenvolvimento da aquicultura deve ser realizado de modo a preservar a
diversidade genética;
As técnicas de manejo devem ser desenvolvidas de modo a preservar as
comunidades aquáticas e a integridade dos ecossistemas adjacentes às unidades
de produção;
A aquicultura deve ser desenvolvida de modo a gerar renda para as comunidades
locais;
A aquicultura não deve ser desenvolvida à custa do prejuízo do meio de vida
tradicional das comunidades locais;
A aquicultura deve servir para atender ao homem e não ao poder econômico.
Para um sistema de produção ser sustentável devemos considerar as seguintes
dimensões de sustentabilidade: (a) dimensão social; (b) dimensão econômica; (c)
dimensão ambiental; (d) tecnológica; e (e) dimensão político- institucional, (BONAL
1997) e DAROLT (2000).
Destacam (LIMA E SOUZA, 2006) que estimativas do MAPA indicam que a produção
de pescado de água doce cultivado no Brasil pode chegar, de forma sustentável, ou seja,
37
responsável, e gerar impactos positivos quanto aos aspectos ambiental e
socioeconômico, à casa das 10 milhões de tonelada/ano, sendo vários os benefícios que
a aquicultura pode apresentar, destacando-se:
Aumento da oferta de pescado com possíveis reduções nos preços de mercado
praticados atualmente;
Alternativa de trabalho e de renda aos pescadores profissionais e a pequenos
produtores, mantendo essa população no meio rural;
Racionalização e otimização do uso da água e da infra-estrutura de rios, de
grandes reservatórios de água e de projetos de irrigação;
Redução da pressão de pesca sobre os estoques pesqueiros naturais, com
possibilidade de recuperação de espécies de peixes em processo de extinção;
O manejo integrado dos recursos hídricos e das atividades agropecuárias através
do seu consorciamento8 com a piscicultura e/ou a carcinicultura9;
Utilização de áreas inadequadas às atividades agropecuárias tradicionais (alguns
produtores no Nordeste aproveitam os resíduos da água que é filtrada do
subsolo, para abastecer os viveiros de criação de peixes e camarões);
A preservação da qualidade da água nos grandes reservatórios necessária para
garantir uma produção aquícola satisfatória.
Segundo CAVERO (2002), os sistemas de produção normalmente utilizados pela
aquicultura estruturados no uso dos recursos hídricos naturais, como, por exemplo, a
produção de peixes em gaiolas flutuantes em grandes reservatórios, deve ser manejada
de acordo com as tendências mundiais que visam sistemas de produção mais
competitivos nas dimensões ecológicas e sócias econômicas. Portanto, deve-se observar
que os sistemas de produção aquícolas baseados em gaiolas são parte integral do
ambiente e, consequentemente, deverá ser dada a devida atenção ao desenvolvimento de
métodos que tenham como objetivo reduzir o impacto ambiental desses sistemas de
produção. Logo, é extremamente importante que as questões ambientais lidem com
esses aspectos, pois, em muitos casos, as mudanças ecológicas se tornaram um fator de
risco para a própria indústria aquícola.
8Cultivo de mais de uma espécie num mesmo ambiente aquático artificial. 9Cultivo de camarões marinhos, estuarinos e de água doce em estruturas artificiais
38
COSTELLO et al. (2004) destaca que na aquicultura é preciso trabalhar com espécies
com as quais se possa fazer o manejo intensivo, reprodução em cativeiro e que
apresentem um retorno econômico seguro. Como qualquer outra atividade do
agronegócio, se essas diretrizes não forem seguidas, o investimento não vingará.
O desenvolvimento da atividade aquícola no Brasil tem seguido a lógica de outras
regiões do planeta, e não tem se diferenciado do sistema de produção de alimento
descrito como agricultura convencional ou revolução verde, com objetivos meramente
econômicos e políticos, ficando em segundo plano as questões ambientais, sociais e de
políticas públicas para legislar os processos e de fomento, e, quando foram editadas, são
de forma seccionada e por órgãos governamentais com objetivos diferentes, que causam
conflitos, deixando o setor completamente marginalizado, sendo considerado de alto
risco para investimento e para o ambiente (ALEXANDRE FILHO, 2008).
A dimensão ambiental é de fundamental importância devido à todas as atividades
aquícolas serem diretamente dependentes do meio ambiente, principalmente do meio
aquático (ASSAD e BURSZTYN, 2000). Segundo os autores, de uma forma genérica,
os impactos resultantes da atividade podem ser classificados em três conjuntos: aqueles
oriundos do meio ambiente, exógenos à atividade; os resultantes da própria aquicultura,
endógenos à atividade e os causados pela aquicultura sobre o meio ambiente.
Conforme já explicitado, é imperioso para a aquicultura a busca incessante da
manutenção da qualidade da água, por razões tecnológicas, de sanidade animal e
ambiental. Se a expansão da aquicultura for conduzida de forma irresponsável pode
causar a poluição das águas, pelo acúmulo de substâncias químicas e orgânicas, contidas
nos efluentes, diminuição da biodiversidade, interferindo nos níveis tróficos pela
alteração dos habitats, a hibridação e a introdução de espécies exóticas e
consanguinidade (PÉREZ,1996). Por estes fatores, o planejamento eco-produtivo da
aquicultura não fará com que a atividade possa ser considerada um dos principais
problemas ambientais encontrados nos ecossistemas aquáticos.
Portanto, para acompanhar as recentes tendências mundiais voltadas para o
desenvolvimento da aquicultura é preciso compatibilizar a produção e a conservação
ambiental. Para isso, é fundamental que haja um intercâmbio maior de informações
39
técnico-científicas entre os setores produtivos e os órgãos ambientais, para que sejam
definidas regulamentações ambientais racionais que possibilitem o desenvolvimento da
aquicultura em bases responsáveis.
3.2. O CULTIVO DE PEIXES EM GAIOLAS FLUTUANTES
O cultivo de organismos aquáticos em gaiolas flutuantes é um sistema intensivo de
produção de pescados, com renovação contínua de água, preferencialmente de alta
qualidade. A técnica pode ser implantada em ambientes aquáticos naturais ou artificiais
marinhos, estuarinos e dulcícolas.
Desde o final do século XIX existem relatos do uso de tanques-rede ou gaiolas para o
cultivo de peixes. Os primeiros tanques-rede eram usados para retenção dos peixes até a
venda. Inicialmente, as gaiolas eram confeccionadas com bambu e utilizadas na Ásia,
desde 1800, e, nos Estados Unidos, surgiram a partir de 1950, com o uso de plástico na
sua construção (KENTUCKY STATE UNIVERSITY, 2005).
O sistema de criação de peixes em tanques-rede ou gaiolas é classificado como sistema
intensivo de produção, com alta e contínua renovação de água, que promove a remoção
dos metabólitos e dejetos produzidos pelos peixes, mantendo a qualidade da água
(BEVERIDGE,1987; COLT e MONTGOMERY, 1991). Trata-se de excelente
alternativa para o aproveitamento de corpos d’água inexplorados pela piscicultura
convencional (COLT e MONTGOMERY, 1991) e de ambientes aquáticos existentes,
dispensando o desmatamento de grandes áreas e evitando problemas de erosão e
assoreamento (CARDOSO et al., 2005).
Segundo TACON e HALWART (2007), o sistema de criação vem evoluindo muito
rapidamente nos últimos 20 anos, em resposta às pressões da globalização e da
crescente procura por produtos aquáticos de alta qualidade. A Figura 8 ilustra a
distribuição da aquicultura em gaiolas flutuantes no mundo que cultivam pescado em
água doce e salgada.
40
Figura 8. Aquicultura em gaiolas flutuantes no Mundo. FAO (2007).
O consumo per capita de pescado de 2005 a 2030, segundo as perspectivas da FAO
(2007), tende a aumentar em 19%, com isso gera-se forte pressão sobre a pesca extrativa
e estoques pesqueiros, que, por sua vez, não conseguem suprir o que é exigido e causam
desequilíbrio em toda a cadeia produtiva. Uma das principais estratégias de suprir a
demanda de mercado é o incremento na produção de pescado cultivado. Entre as
alternativas de criação de peixes, a utilização de gaiolas ou tanques-rede tornou-se uma
alternativa de investimento de menor custo e maior rapidez de implantação, por utilizar
ambientes aquáticos já existentes, como o mar, estuários, rios, grandes reservatórios e
lagos naturais para produção intensiva de peixes, além de possibilitar melhor retorno
zootécnico (ONO e KUBITZA, 2003).
AYROZA, FURLANETO e AYROZA (2006) afirmaram que utilizando critérios
técnicos de criação de peixes em tanques-rede no Brasil, pode-se obter o incremento da
produção aquícola, criando condições para atrair novos investidores e tornando a
atividade excelente alternativa de geração de emprego e renda, além de diminuir a
pressão sobre os estoques pesqueiros naturais e as várzeas. Segundo os autores, estima-
41
se que para cada 100 tanques-rede possam ser gerados três empregos diretos e nove
indiretos.
Para um cenário de oferta insuficiente de pescado para atender à demanda existente no
Brasil e no mundo, a piscicultura em gaiolas flutuantes se configura uma grande
oportunidade de negócio, tanto para grandes empresas, como para os micro e pequenos
empreendedores, inclusive e, prioritariamente, para os pescadores existentes nos
grandes reservatórios, já que a instalação e a operacionalização de um projeto piscícola
não exigem grandes áreas de terra, nem grandes somas de recursos financeiros. No
entanto, é necessário intensificar os trabalhos de repasse de conhecimento relativo a
aspectos legais, mercado, gestão e produção de um empreendimento de piscicultura,
ampliando as possibilidades e dando condições para que os interessados usufruam da
atividade com um nível maior de sustentabilidade econômica e responsabilidade
ambiental.
Atualmente, a aquicultura em reservatórios, no Brasil é representada pela piscicultura
super intensiva de tilápia. Outras espécies de peixes estão sendo pesquisadas e deverá,
num futuro próximo, atingir volumes iguais ou superiores da tilapicultura. Devemos
ainda estimular e desenvolver tecnologias para os cultivos de crustáceos nestes
ambientes. Fazendo um comparativo, CONTE (2002) levantou as vantagens da criação
de peixes em gaiolas e tanques-rede em relação à produção de peixes em viveiros
destacando:
Menor variação dos parâmetros físico-químicos da água durante a criação;
Maior facilidade de retirada dos peixes para venda (despesca);
Menor investimento inicial (60 a70% menor que viveiros convencionais);
Facilidade de movimentação e relocação dos peixes10; intensificação da
produção;
Facilidade de observação dos peixes, melhorando o manejo;
Redução do manuseio dos peixes; e,
Diminuição dos custos com tratamento de doenças.
10Manejo de distribuição em gaiolas por diferentes pesos objetivando favorecer o ganho de peso e
homogeneidade a partir deste processo operacional
42
A produção de peixes em gaiolas flutuantes em grandes reservatórios poderá
desenvolver-se de forma sustentável e gerar impactos positivos quanto aos aspectos
ambientais e socioeconômicos, como, por exemplo:
O manejo integrado dos recursos hídricos e das atividades agropecuárias através
do seu consorciamento com a piscicultura e/ou a carcinicultura;
A conservação dos estoques pesqueiros nas regiões onde existe um grande
esforço pesqueiro, de forma a assegurar a preservação e a conservação das
espécies de peixes em extinção;
Utilização de áreas inadequadas às atividades agropecuárias tradicionais (alguns
produtores no Nordeste aproveitam os resíduos da água que é filtrada do
subsolo, para abastecer os viveiros de criação de peixes e camarões);
A preservação da qualidade da água nos grandes reservatórios necessária para
garantir uma produção aquícola satisfatória.
Aumento da oferta de pescado com possíveis reduções nos preços de mercado
praticados atualmente;
Alternativa de trabalho e de renda aos pescadores profissionais e a pequenos
produtores, mantendo essa população no meio rural;
Redução da pressão de pesca sobre os estoques pesqueiros naturais, com
possibilidade de recuperação de espécies de peixes em processo de extinção.
Como outro aspecto positivo podemos citar a facilidade de retirada dos indivíduos para
manejos biométricos. Em relação às desvantagens, podemos constatar:
Menor possibilidade de correção dos parâmetros químicos e físicos da água;
O regime alimentar pode ser feito apenas com ração.
Os materiais e estruturas utilizadas para gaiolas flutuantes serão descritas na próxima
seção.
43
3.3. ESTRUTURA E CARACTERÍSTICAS DOS MATERIAIS UTILIZADOS
EM GAIOLAS FLUTUANTES
COCCHE (1982) e PEREZ & ROBLEDILLO (1989) descrevem gaiolas flutuantes
como sendo estruturas compostas de uma estrutura de superfície que consistem. Ode um
sistema de sustentação e flutuação, mais uma estrutura submersa, de contenção, que
pode ser confeccionada com materiais rígidos (gaiolas) ou flexíveis (tanques-rede). Na
presença de correntes d’água com velocidade superior a 20-30 cm/s, a construção rígida
é mais indicada. A abertura da malha das redes ou telas deve ser a maior possível,
sempre em concordância com o tamanho dos peixes que estão sendo criados para
permitir a passagem de água através da gaiola o maior número de vezes possível por
unidade de tempo. Os tanques-rede devem ser cobertos para prevenir a ação de
predadores, furtos e oferecer sombreamento que impede a incidência de raios UV e
diminuir a visão dos peixes, reduzindo o estresse e melhorando o sistema imunológico
desses animais (SILVA et al. 1997).
SPERANDIO (2001) também descreve que a denominação de tanques-rede é conferida
às unidades de cultivo que utilizam para contenção dos peixes, materiais que se
comportem como uma rede na hora da despesca. Geralmente são usadas redes de
multifilamento revestidos ou não de PVC, com malhas de abertura diversas, com ou
sem nós, ou outros materiais resistentes à corrosão, como telas de alumínio ou inox, ou
mesmo de ferro galvanizado revestido de PVC, trançadas no formato de alambrado, que
podem apresentar comportamento retrátil como uma rede, dependendo do sentido de
orientação em que foram arrumadas na confecção do tanque-rede. Já as gaiolas são
fabricadas com material de contenção rígido, geralmente telas de aço inox ou ferro
galvanizado, revestidos ou não de PVC. Telas plásticas também são usadas na
contenção de peixes em gaiolas com armação de madeira, barras de ferro ou alumínio.
O uso de gaiolas flutuantes é uma excelente alternativa para a produção de peixes em
corpos d'água onde a prática da piscicultura convencional não é viável. Entre as
modalidades de criação de organismos aquáticos e, principalmente, na piscicultura, a
das gaiolas flutuantes é a que permite as maiores densidades de estocagem, oferecendo
proteção contra predadores e dificultando a competição por alimentos com outras
espécies de peixes.
44
Os materiais utilizados na estrutura de sustentação, contenção e flutuação devem ter as
seguintes características:
Permitir a troca eficiente de água entre o tanque-rede e o ambiente;
resistência à corrosão (ferrugem);
resistência mecânica (suportar o movimento das águas, as maretas ou marolas);
baixo custo;
leve para facilitar o deslocamento e manejo;
material não cortante ou abrasivo para não causar ferimentos aos peixes;
permitir a saída dos dejetos produzidos pelos peixes (fezes e restos de ração).
As estruturas utilizadas para a armação de uma gaiola flutuante são geralmente
construídas usando tubos, perfis e barras metálicas, onde são presos os flutuadores e as
malhas. Os materiais mais usados para a confecção das malhas podem ser flexíveis (fio
de poliéster revestido de PVC, redes de nylon) ou rígidos (plástico,aço galvanizado
revestido de PVC de alta aderência, aço inoxidável, etc.).
As outras partes que compõem uma gaiola flutuante são:
Flutuadores: são as estruturas que impedem que os tanques-rede afundem e
podem ser feitos com tambores plásticos ou tubos de PVC tampados nas
extremidades.
Comedouros: são estruturas que existem para evitar o desperdício de ração e
servem para rações extrusadas, que são aquelas que flutuam na água.
A tampa onde estão os comedouros também tem a função de cobertura dos tanques-
rede, evitando, dessa forma a fuga dos peixes em cultivo e a ação de alguns predadores.
Os comedouros ficam no centro da tampa da gaiola, e o seu diâmetro pode variar de 1,0
a 1,50 metros e 0,70 m de altura, variando o tamanho de acordo com as dimensões da
gaiola e as densidades de cultivo pretendidas. O material para confecção do comedouro
deve ser resistente à corrosão e não causar ferimentos nos peixes, por isso deve-se usar
45
telas PVC ou nylon multifilamento, com malhas de1 a 3 mm de abertura, dependendo
da fase de cultivo.
A Figura 9 demonstra a estrutura e características de uma gaiola flutuante.
Figura 9. Estrutura geral de uma gaiola flutuante.
Existem vários tipos de gaiolas e elas variam, basicamente, quanto à forma da estrutura
(redondas, quadradas e retangulares), e quanto à área útil para o cultivo. As gaiolas
flutuantes mais utilizadas atualmente variam de 4m³ a 100m³ de volume útil. As
dimensões podem ser as mais variadas (quadrados, retangulares e circulares), com
variações de profundidade de 1,20m (1metro submerso) a 2,20 m (2 metros submersos).
Vale ressaltar os progressos recentes obtidos na construção e operação das gaiolas
flutuantes, inclusive com a adaptação de gaiolas utilizadas em cultivos de salmões em
fase experimental por uma empresa no reservatório de Itaparica.
46
3.4. SELEÇÃO DE LOCAIS PARA IMPLANTAÇÃO DE
EMPREENDIMENTOS AQUICOLAS UTILIZANDO GAIOLAS
FLUTUANTES
LINK e ROSA (2000) relatam que o conceito de aproveitamento do reservatório
abrange a exploração econômica racional de parte do conjunto representado pelo lago e
seus entornos, com implantação de unidades de conservação, áreas de reflorestamento,
projetos de piscicultura, ou outras atividades.
Os corpos d’água mais adequados para a instalação de um projeto de piscicultura em
gaiolas flutuantes são os lagos e grandes reservatórios. A qualidade da água nesses
ambientes é um fator decisivo para o sucesso do empreendimento. Obviamente é
impraticável corrigir a qualidade e as características físicas e químicas da água nesse
tipo de ambiente aquático, diferentemente de cultivos em viveiros escavados onde é
possível, através de adubação, aeração e outras técnicas, corrigir os parâmetros físico-
químicos da água e torná-la mais adequada ao cultivo. Por isso, a escolha do local para
cultivos em gaiolas flutuantes, é sem dúvida, a etapa mais importante no processo de
implantação do empreendimento. Os principais critérios a serem considerados no
processo de escolha são os seguintes:
Acesso rodoviário: Levando-se em consideração que este tipo de
empreendimento necessita da aquisição externa de insumos básicos como
alevinos (filhotes de peixes) e ração, que, dependendo do tamanho e volume de
produção, são encaminhados ao local por transporte de cargas elevadas. Além
disso, a comercialização, de uma forma geral, é realizada na forma de peixe
vivo, necessitando acesso a caminhões específicos e adaptados para este tipo de
transporte;
Aspectos topográficos: Em alguns grandes reservatórios, a declividade do
terreno do fundo é bastante suave nas margens, o que resulta na formação de
extensas praias nos períodos de diminuição do nível da água. Por isso, o acesso
para o trânsito de peixes e insumos fica bastante dificultado, já que os tratadores
têm de vencer centenas de metros de distância, caminhando do local onde o
barco possa encostar até o ponto de terra firme onde os veículos podem transitar.
47
Acesso operacional: O acesso as gaiolas flutuantes normalmente é feito por
passarelas flutuantes ou por barcos. A utilização de passarelas flutuantes facilita
bastante o manejo, mas nem sempre a topografia do terreno e os recursos
financeiros disponíveis para implantação do projeto permitem a instalação das
passarelas. Por isso, a escolha do local para a instalação dos tanques deve
considerar a proximidade e a facilidade do acesso à terra, para que a distância
percorrida pelas embarcações de apoio sejam as mínimas possíveis. Esse aspecto
é importante, pois o custo de operação do projeto pode ficar elevado se for
necessário percorrer grandes distâncias utilizando barcos de pequeno porte para
o transito de ração e de peixes.
Área para implantação de infra-estrutura: A escolha de um local para a
instalação de um projeto piscícola deve considerar que outras atividades podem
e devem ser desenvolvidas para atender outras necessidades, como a geração de
energia, abastecimento humano, navegação, recreação, irrigação, dentre outras.
Por exemplo: como a produção de peixes gera efluentes, sobretudo na forma de
nutrientes, os tanques-rede não devem ser instalados próximos à captação de
água para consumo humano sem tratamento ou com tratamento simples. Por
outro lado a poluição das águas, principalmente por resíduos químicos pode
causar grande mortalidade de peixes e, portanto, os tanques devem ser instalados
em locais onde não exista esse risco;
Parâmetros físico-químicos e características da água: A ocorrência de ventos em
reservatórios de água é muito comum e beneficia a troca de água nas gaiolas. No
entanto, ventos muito intensos podem comprometer a estrutura dos tanques, e
dificultar as operações de manejo, como o arraçoamento dos peixes e a
biometria. Por isso, é importante a escolha de locais protegidos da ação direta de
ventos intensos e formação de ondas, como baías e reentrâncias, mas que ainda
apresentem renovação ou circulação de água, para que a oxigenação se
mantenha em níveis aceitáveis11. Com a utilização de um oxímetro pode-se
medir o nível de oxigênio dissolvido. Devem-se evitar locais onde os níveis de
oxigênio dissolvidos estejam abaixo de 4,0 mg / l. Com relação à profundidade é
importante que o fundo do tanque esteja há, pelo menos, 1,5 m de profundidade,
sendo o ideal em torno de 6 m em relação ao fundo do corpo d’água, durante
11 Progressos recentes tornaram obsoletas tais recomendações, pois existem gaiolas resistentes a ação de
ventos fortes
48
todo o ano. Outros fatores como a dureza, a alcalinidade e a transparência da
água devem ser medidos e observados a fim de avaliar a adequação da água ao
cultivo de tilápias.
Vários fatores devem ser considerados para que ocorra o sucesso nos empreendimentos
piscícolas, tais como, instalação, manejo e mercado. Nesse sentido, BEVERIDGE
(1984, 1987) destaca a escolha da espécie, dimensões das gaiolas, alimentação e
densidade de estocagem, como os principais itens do manejo que afetam o sucesso da
criação de peixes neste sistema, influenciando na capacidade de suporte, desempenho e
sobrevivência dos peixes mantidos em gaiolas flutuantes. Todavia, ONO e KUBITZA
(2003) relatam que na criação em gaiolas flutuantes a qualidade de água na área
aquícola é fator preponderante para o crescimento, conversão alimentar e saúde dos
peixes, e a qualidade dos insumos, técnicas de manejo e capacidade técnica empregada
são fatores decisivos para o desempenho produtivo. Exemplos de empreendimentos
instalados podem ser observados nas ilustrações a seguir, Figura 10.
Figura 10. Empreendimento da NETUNO PESCADOS S/A instalado no reservatório de
Xingó – AL/BA.
49
O cultivo de peixes em gaiolas flutuantes utilizando reservatórios hidrelétricos tinha
como objetivo inicial adicionar aos pescadores artesanais dos reservatórios, o consumo
de um alimento nutricionalmente importante, aumento de renda e, consequentemente,
melhoria na qualidade de vida destas comunidades reinstaladas no entorno destes
reservatórios.
Quando da implantação deste micro-empreendimentos a preocupação inicial das
empresas governamentais de apoio era definir manejos operacionais e da melhor espécie
para os cultivos. Aliada às características da espécie, descritas a seguir, a tilápia com
potencial e demanda de mercado nacional e mundial estabeleceu-se como o peixe
indicado para a implantação de empreendimentos de pequeno, médio e grande porte.
3.5. CARACTERÍSTICAS DA ESPÉCIE CULTIVADA ATUALMENTE EM
RESERVATÓRIOS
A espécie cultivada é a tilápia chitralada (Oreochromisniloticus), uma espécie
considerada como uma das últimas reservas genéticas da tilápia do Nilo de linhagem
pura. Ela é fruto de um melhoramento genético desenvolvido pelos japoneses nas
décadas de 40 e 60. No final dos anos 60, o Japão doou alguns exemplares desta tilápia
para Tailândia nos quais os lotes foram estocados, no Palácio Real de Chitralada, que
passou a distribuir alevinos para todo país. Introduzida no Brasil a mais de 30 anos,
técnicos e empresários, preocupados com a degeneração genética das tilápias nilóticas
brasileiras, trouxeram o primeiro lote deste peixe para o Brasil. Em 1999 técnicos da
Bahia Pesca, introduziram em caráter experimental, alguns lotes de tilápia chitralada
para serem cultivadas em gaiolas flutuantes nas águas formadas pelo reservatório da
Usina de Xingó no vale do São Francisco de onde se originaram os primeiros
resultados.
Difícil considerar a tilápia uma espécie exótica, pois este ciclídeo habita quase que
todos os corpos de água brasileiros, inclusive os reservatórios que foram povoados a
partir da década de 70, pelo Departamento Nacional de Obras Contra as Secas –
DNOCS, com o objetivo da produção de proteína animal de boa qualidade nutricional e
de baixo custo em função das características do peixe (rusticidade, precocidade e
50
elevada taxa de reprodução) para as populações pobres do Nordeste. Autarquia esta que
ainda distribui matrizes e reprodutores para outros estados brasileiros.
Devemos ressaltar que um empreendimento aquícola se caracteriza em propiciar à
espécie cultivada as condições equivalentes aos seus habitats naturais. A tilápia é
cultivada comercialmente em todo o Brasil desde 1980, em viveiros ou tanques de terra
natural com resultados econômicos instáveis. Como animal pecilotérmico, esta espécie
cresce muito bem em águas quentes e por características reprodutivas foi desenvolvida
uma tecnologia de inibição dos órgãos reprodutivos dos indivíduos fêmeas, através de
hormônios masculinos incorporados a ração inicial, na fase larval, denominada reversão
sexual, objetivando a produção de sementes (alevinos) de indivíduos naturalmente
machos e fêmeas inférteis. Com o domínio desta tecnologia a engorda de machos e
fêmeas inférteis propiciou um incremento considerável na produtividade dos cultivos,
pois o aquicultor passou a cultivar indivíduos que teriam a função exclusiva de engordar
evitando reproduções indesejáveis ao longo dos cultivos o que representava descontrole
na taxa de crescimento da biomassa de peixes. As Figuras 11,12 e 13 ilustram o
processo de inibição sexual de fêmeas.
No caso dos cultivos super intensivos de tilápias em gaiolas flutuantes no Brasil, os
aspectos positivos tecnológicos, sociais e econômicos, os ambientes favoráveis a
implantação de empreendimentos comerciais estão sendo direcionados a grandes
reservatórios de hidrelétricas nas regiões sul e sudeste, mas com grande dinamismo nos
reservatórios do nordeste por razões climáticas e dos altos índices de produtividade
alcançados, onde são engordados 150 peixes por metro cúbico, representando uma
produção anual de até 300 kg de tilápia, com peso médio de 1 kg12 e dois cultivos por
ano em um único metro cúbico.
12Este peso médio refere-se a demanda de mercado atual principalmente na região nordeste que apresenta
em seu C. Em outras regiões do Brasil este peso
médio é obtido em no mínimo 9 meses.
52
Figura 12. Processo de inibição sexual de fêmeas. AAT – Paulo Afonso (BA)
Figura 13. Etapa final do processo, alevinos para comercialização. AAT – Paulo Afonso
(BA)
53
A expansão dos sistemas de aquicultura intensiva em gaiolas flutuantes poderá
promover uma degradação do ambiente natural inicialmente nas imediações da área de
cultivo, com possibilidades reais de afetar a totalidade do recurso. Resíduos presentes
nos efluentes da aquicultura têm sido comparados aos efluentes domésticos,
adicionando grande quantidade de carbono, nitrogênio e fósforo ao ambiente. A Figura
14 apresenta um desenho esquemático do cultivo em gaiolas flutuantes.
Figura 14. Esquema do cultivo em gaiolas flutuantes, arraçoamento13, circulação
hidrodinâmica e resíduos lançados no corpo hídrico.
No próximo Capitulo destacamos um dos principais problemas ambientais que
impactam a qualidade de água de reservatórios, sendo o maior deles a eutrofização, que
pode comprometer de forma aguda o uso múltiplo dos reservatórios, incluindo a
piscicultura intensiva.
13 Termo utilizado para o ato de fornecimento de ração para os peixes nas gaiolas flutuantes
54
4. EUTROFIZAÇÃO EM RESERVATÓRIOS
A eutrofização é um processo natural, lento e contínuo que resulta do aporte de
nutrientes trazidos pelas águas superficiais que erodem e lavam a superfície terrestre. A
eutrofização pode estar relacionada com a idade do lago, a este fenômeno pode ser dado
o nome de “processo de envelhecimento natural” (ESTEVES, 1988).
4.1. EFEITOS DA EUTROFIZAÇÃO
O processo de eutrofização pode ser acelerado, artificialmente, ocasionando a
denominada eutrofização artificial. A aceleração, resultado de atividades antrópicas,
pode ocorrer devido ao lançamento de efluentes domésticos e industriais não tratados e
atividades agrícolas mal planejadas BRAGA et al, (2002).
São os seguintes os principais efeitos indesejáveis da eutrofização (ARCEIVALA,
1981;THOMANN e MUELLER, 1987; VON SPERLING, 1994):
Problemas estéticos e recreacionais. Diminuição do uso da água para recreação,
balneabilidade e redução geral na atração turística devido a:
• frequentes florações das águas
• crescimento excessivo da vegetação
• distúrbios com mosquitos e insetos
• eventuais maus odores
• eventuais mortandades de peixes
Condições anaeróbias no fundo do corpo d’água. O aumento da produtividade
do corpo d’água causa uma elevação da concentração de bactérias heterotróficas,
que se alimentam da matéria orgânica das algas e de outros microrganismos
mortos, consumindo oxigênio dissolvido do meio líquido. No fundo do corpo
d’água predominam condições anaeróbias, devido à sedimentação da matéria
orgânica, e reduzida penetração do oxigênio a estas profundidades, bem como à
ausência de fotossíntese (ausência de luz). Com a anaerobiose, predominam
condições redutoras, com compostos e elementos no estado reduzido.
O fosfato encontra-se também na forma solúvel, representando uma fonte interna
de fósforo para as algas.
55
O gás sulfídrico causa problemas de toxicidade e maus odores.
Condições anaeróbias no corpo d’água como um todo. Dependendo do grau de
crescimento bacteriano, pode ocorrer, em períodos de mistura total da massa
líquida (inversão térmica) ou de ausência de fotossíntese (período noturno),
mortandade de peixes e reintrodução dos compostos reduzidos em toda a massa
líquida, com grande deterioração da qualidade da água.
Toxicidade por amônia. Em condições de pH elevado (frequentes durante os
períodos de elevada fotossíntese), a amônia apresenta-se em grande parte na
forma livre (NH3), tóxica aos peixes, ao invés de na forma ionizada (NH4+),
não tóxica.
Tratamento da água. A presença excessiva de algas afeta substancialmente o
tratamento da água captada no lago ou represa, devido à necessidade de:
• remoção da própria alga
• remoção de cor
• remoção de sabor e odor
• maior consumo de produtos químicos
• lavagens mais frequentes dos filtros
Abastecimento de águas industrial. Elevação dos custos para o abastecimento de
água industrial devido a razões similares às anteriores, e também aos depósitos
de algas nas águas de resfriamento.
Toxicidade das algas. Rejeição da água para abastecimento humano e animal em
razão da presença de secreções tóxicas de certas algas.
Modificações na qualidade e quantidade de peixes de valor comercial
Redução na navegação e capacidade de transporte. O crescimento excessivo de
macrófitas enraizadas interfere com a navegação, aeração e capacidade de
transporte do corpo d’água.
Desaparecimento gradual do lago como um todo. Em decorrência da
eutrofização e do assoreamento, aumenta a acumulação de matérias e de
vegetação, e o lago se torna cada vez mais raso, até vir a desaparecer. Esta
tendência de desaparecimento de lagos (conversão a brejos ou áreas pantanosas)
é irreversível, porém, usualmente, extremamente lenta. Com a interferência do
homem, o processo pode se acelerar abruptamente. Caso não haja um controle
56
na fonte e/ou dragagem do material sedimentado, o corpo d’água pode
desaparecer relativamente rapidamente.
O estado trófico de um lago é definido por vários fatores concomitantemente, e não
somente por uma variável. As principais variáveis de importância para a análise do
processo de eutrofização são (THOMANN e MUELLER, 1987):
Incidência de radiação solar na superfície e ao longo da coluna de água;
Geometria do corpo hídrico: área superficial, área do fundo, profundidade e
volume;
Características hidrodinâmicas: fluxo, velocidade e dispersão;
Temperatura da água;
Transparência da água (Disco de Secchi)
Nutrientes: fósforo, nitrogênio e sílica;
Fito plâncton. (Clorofila – a)
Com base nos trabalhos clássicos de limnólogos pioneiros em tipologia de lagos como
VOLLENWEIDER (1968) propôs uma classificação de estado trófico que se tornou
mundialmente conhecida e adotada, a qual tem nas concentrações de fósforo (nutriente
geralmente limitante), abundância algal (expresso como clorofila-a) e na transparência
da água (disco de Secchi), os seus critérios básicos, demonstrada na Tabela 2 e
ratificada por VON SPERLING (1994).
Tabela 2. Classificação de Estado Trófico, segundo VOLLENWEIDER (1968)
Categoria Trófica 8 P total (μg/l) Clorofila (μg/l) Secchi (m)
Hipotrófico < 5 ≤ 1 ≥ 12
Oligotrófico 5 – 10 ≤ 2.5 ≥ 6
Mesotrófico 10 – 30 2.5 - 8 6 - 3
Eutrófico 30 – 100 8 - 25 3 – 1.5
Hipertrófico > 100 ≥ 25 ≤ 1.5
____________________________ 8 Alguns autores usam hiper-oligotrófico ao invés de hipotrófico e hiper-eutrófico ao invés de hipertrófico.
Entretanto, trata-se de uso inadequado de prefixos.
57
Segundo STARLING (2004), tradicionalmente, os lagos tropicais foram sendo
geralmente enquadrados segundo este critério, muito embora fosse reconhecida a nítida
diferenciação das respostas destes, em relação aos sistemas temperados, frente ao
processo de eutrofização.
STRASKRABA & TUNDISI (1999) relatam que os valores médios anuais críticos de
fósforo para ecossistemas lacustres diferem entre sistemas tropicais e temperados. Por
exemplo, enquanto os limites máximos para lagos temperados mesotróficos e eutróficos
são de 10-35 e 35-100, respectivamente, estes mesmos limites de mesotrofia e eutrofia
passam a ser, respectivamente, de 20 e 50, para lagos tropicais. De fato, os valores
limite de mudança de estado trófico devem ser mais restritivos para sistemas tropicais
tendo em vista as maiores taxas metabólicas resultantes de radiações solares e
temperaturas mais elevadas.
A relação fósforo ×fitoplâncton (ou clorofila-a) é extensamente discutida na literatura
(HAKANSON e PETERS, 1995), mas a relação entre estas duas variáveis nem sempre
é direta, devido aos ajustes da comunidade fitoplanctônica frente às alterações da
quantia de fósforo da água e a própria composição ou espécies desta assembleia.
ANNEVILLE et al. (2002) demonstraram para um lago de clima temperado, que o
aumento de fósforo causa incremento na biomassa das algas, mas quando a entrada
deste nutriente é reduzida, o processo de recuperação do sistema, é lento, pois a
comunidade de algas se ajusta e algumas espécies oligotróficas passam a ser
dominantes.
De acordo com a U.S.EPA – “The United States Environmental Protection Agency” – o
processo de eutrofização é caracterizado pelos seguintes critérios (BOWIE et al., 1985):
Decréscimo nas concentrações de oxigênio dissolvido (OD) presentes no
hipolímnio;
Aumento nas concentrações de nutrientes;
Aumento dos sólidos suspensos, especialmente material orgânico;
Aumento na população de algas;
Aumento na turbidez, diminuindo a capacidade de penetração da luz;
58
Aumento das concentrações de fósforo nos sedimentos.
Uma caracterização qualitativa entre os principais graus de trofia pode ser como
apresentada na Tabela 3.
Tabela 3. Caracterização trófica de lagos e reservatórios
Item Classe de trofia
Hipotrófico Oligotrófico Mesotrófico Eutrófico Hipertrófico
Biomassa Bastante baixa
Reduzida Média Alta Bastante alta
Fração de algas verdes
e/ou cianofíceas
Baixa Baixa Variável Alta Bastante alta
Dinâmica de oxigênio na
camada superior
Normalmente saturado
Normalmente saturado
Variável em torno da
supersaturação
Frequentemente supersaturado (dia) e Reduções drásticas
(noite)
Bastante instável de supersaturação
à ausência
Dinâmica de oxigênio na
camada inferior
Normalmente saturado
Normalmente saturado
Variável abaixo da saturação
Abaixo da saturação à completa ausência
Bastante instável de supersaturação
à ausência
Prejuízo aos usos múltiplos
Baixo Baixo Variável Alto Bastante alto
Fonte: Adaptado de VOLLENWEIDER (apud SALAS e MARTINO, 1991)
4.2. INFLUÊNCIA DO FÓSFORO NA EUTROFIZAÇÃO
O fósforo é um nutriente essencial para os organismos, pois participa dos processos
fundamentais do metabolismo dos seres vivos, tais como: armazenamento de energia
(ATP) e estruturação da membrana celular (fosfolipídios) FUENTES (2000). Dentro do
sistema aquático, comporta-se como um macro nutriente e, sendo um nutriente
primário, é essencial para o crescimento do fitoplâncton FUENTES (2000). Em muitas
águas continentais, o fósforo pode ser considerado o fator limitante da produção
máxima da biomassa fitoplanctônica,sendo responsável pela eutrofização dos corpos
hídricos, FUENTES(2000).
O fósforo é um dos elementos químicos que mais tem proporcionado preocupações,
especialmente nos países economicamente desenvolvidos. Essas preocupações se
devem, não ao fato do fósforo de ser um contaminante em si, mas por ser considerado o
elemento que mais contribui no desencadeamento da eutrofização dos ecossistemas
aquáticos. Nesses países, tendo em vista o histórico de ocupação e uso dos solos para a
59
agricultura, os níveis de fósforo na camada superficial são relativamente altos. Isto tem
sido apontado por muitos pesquisadores como uma das principais fontes que contribuem
para o aumento dos teores transferidos aos reservatórios aquáticos.
O fosfato nas águas continentais encontra-se em diferentes formas que podem ser
classificadas como: fosfato particulado, fosfato orgânico dissolvido, fosfato inorgânico
dissolvido (também chamado de ortofosfato oufosfato reativo - P-orto), fosfato total
particulado e fosfato total (Tabela 4). Do ponto de vista limnológico, todos os fosfatos
são importantes, mas o P-orto assume maior relevância por ser a forma assimilada pelos
vegetais aquáticos e, consequentemente, responsável pela eutrofização das águas, e
assim, é importante em pesquisa na área limnologica e piscicultura, se determinar a
quantidade de P-orto, conforme ARARIPE et al. (2006).
Tabela 4 – Principais formas de fosfatos solúveis e insolúveis, segundo STUMM e
MORGAN (1981)
Fosfato Formas solúveis Formas insolúveis
Inorgânico H2PO4-, HPO4²-, PO4 ³-(ortofosfatos) FeHPO4+(monohidrogen fosfato férrico) CaH2PO4 + (dihidrogen fosfato de cálcio)
Complexo fosfato-argila Complexos metal-hidróxidos Minerais (ex: apatita)
Orgânico Compostos orgânicos dissolvidos: fosfatase, fosfolipídios, inositol,fosfoproteínas etc.
Fósforo complexado à matéria orgânica
Fonte: ESTEVES (1998).
Na água, o íon fosfato (P-orto) pode estar presente em diferentes formas iônicas em
função do pH do meio, da temperatura e do teor de oxigênio (MARGALEF, 1983). A
liberação do fosfato dos detritos orgânicos ocorre ainda no epilimnio, mesmo antes do
material sedimentar. Algumas bactérias produzem a enzima fosfatase, que atua sobre o
fosfato orgânico, liberando-o na forma dissolvida que é rapidamente decomposta por
outros microrganismos e assimilada pelo fitoplâncton. Como essas reações ocorrem
rapidamente, forma-se o que se conhece como "curto circuito" do fósforo. A utilização
do fosfato inorgânico é possível devido à ação de bactérias e fungos que produzem a
enzima fitase, a qual atua sobre o hexafosfato de inositol (ácido fítico), liberando
ortofosfato (BOYD, 1995).
60
Em lagos tropicais, devido às elevadas temperaturas, há um aumento do metabolismo
dos organismos fazendo com que o P-orto seja ainda mais rapidamente assimilado e
incorporado na sua biomassa. Esse fato leva a uma falsa idéia de que as águas tropicais
naturais apresentam uma baixa concentração de P-orto (ESTEVES, 1998).
Há ainda alguns aspectos, mais gerais, porém importantes sobre o ciclo do fósforo,
segundo (ESTEVES, 1988), que devem ser lembrados:
As fezes dos peixes são ricas em fósforo orgânico dissolvido;
O zooplâncton, ao se alimentar do fitoplâncton, libera fosfato para a coluna de
água sob a forma de ortofosfato;
A morte de organismos que compõem o fitoplâncton libera, indiretamente,
ortofosfato, pois a autólise das células fitoplanctônicas e das macrófitas contribui
para o aumento da concentração de fósforo orgânico dissolvido;
A degradação da matéria orgânica pelas bactérias libera fosfatos sob a forma
inorgânica.
O pH e o nível de oxigenação da interface sedimento – água.
O mesmo autor citado anteriormente relata que outro importante fato é que o ciclo do
fósforo no sedimento está diretamente influenciado pela concentração de oxigênio
dissolvido presente na camada logo acima do sedimento (água de contato sedimento-
coluna de água). Em um hipolímnio aeróbio há presença de fosfato precipitado. Em um
hipolímnio anaeróbio há liberação do fosfato para a coluna de água.
As concentrações médias de fósforo e clorofila-a em ambientes lacustres têm sido
bastante utilizadas como índices de produtividade e eutrofização cultural, sendo
inclusive rotineiramente incluídas em programas de avaliação e monitoramento de lagos
e reservatórios, BARICA (1990). A Figura 9 caracteriza de forma geral a eutrofização
em ambientes aquáticos
61
Figura 15. Caracterização geral da eutrofização em ambientes aquáticos (BARICA,
1990)
A quantidade de nutrientes (fosfato e nitrogênio) provenientes dos resíduos da
aquicultura é pequena em relação ao total de efluentes domésticos e industriais, no
entanto, as ¨fazendas de peixes¨, frequentemente representam uma fonte local de
nutrientes para águas oligotróficas, e seu impacto pode ser potencialmente significativo
(DIAZ et al., 2001).
FOY e ROSSEL (1991), monitorando algumas fazendas de cultivo de peixes,
comprovaram que o fornecimento de ração libera fósforo e nitrogênio causando a
eutrofização dos corpos d'água. BEVERIDGE (2004) também concorda com essa
afirmação, e antes dele, PHILLIPS et al.(1985), já alertavam para o efeito da
piscicultura sobre a ciclagem dos nutrientes na coluna d'água e o impacto sobre o
sedimento.
Para o desenvolvimento da aquicultura sustentável e ecologicamente correta é
importante ressaltar a necessidade da prática de um manejo específico das áreas
aquícolas. O efetivo monitoramento e acompanhamento das condições do ambiente
aquático e suas características e respostas em relação às funções naturais e influências
antrópicas no sistema auxiliarão a validação para a regulamentação de empreendimentos
aquícolas.
62
No Brasil, assim como em outros países, os órgãos governamentais tem a atribuição de
conceder licenças e autorizações para desenvolvimento de atividades econômicas, tais
como os empreendimentos urbanos e rurais. A outorga de um empreendimento aquícola
esta relacionada a duas demandas básicas: (1) a necessidade de se produzir alimento de
boa qualidade, alto valor proteico e a baixo custo e (2) a necessidade de se conservar o
meio ambiente. No Brasil, há uma clara percepção de que é papel do governo
desempenhar a segunda função. Nem a sociedade e principalmente o meio científico
ainda não compreende (ou assimila) a primeira função acima atribuída ao setor público,
responsável pelas atividades de planejamento e controle ambiental, enquanto que a
necessidade de produção está, normalmente, associada à atuação do setor privado, que
gera maior impacto sobre os recursos naturais.
O aumento da produção requer um maior investimento em mão de obra qualificada,
equipamentos, desenvolvimento de novas tecnologias sustentáveis e um criterioso e
efetivo monitoramento ambiental não só no período das analises, independentemente do
modelo de capacidade de suporte utilizado, para as devidas autorizações e
licenciamentos, mas de uma forma continua e divulgada pelos órgãos ambientais
municipais, estaduais e federais, o que seria um suporte profissional e essencial aos
empreendimentos aquícolas. Conforme já citado anteriormente, a qualidade do pescado
produzido por este sistema esta diretamente proporcional a manutenção da qualidade de
água nestes ambientes aquáticos.
63
5. SOBRE METODOLOGIAS PARA AVALIAÇÃO DA CAPACIDADE DE
SUPORTE DE AQUICULTURA EM RESERVATÓRIOS
Neste capitulo serão descritos o efeito do fósforo proveniente dos cultivos de peixes em
reservatórios utilizando gaiolas flutuantes, os modelos de cálculos da capacidade de
suporte atualmente utilizados e a proposição de uma nova metodologia baseada na
utilização de modelos computacionais, levando em consideração, de forma inovadora, a
hidrodinâmica do corpo hídrico e dos processos advectivos - difusivos das cargas de
fósforo oriundas dos cultivos onde está instalado ou será implantado o empreendimento.
Será destacado também o manejo e índices utilizados durante o processo produtivo
baseado em experiências profissionais.
5.1. EFEITO DO FÓSFORO ORIUNDO DOS CULTIVOS SOBRE O
AMBIENTE
Transportando o conceito de capacidade suporte para ecossistemas, com o intuito de
promover cultivos animais e/ou vegetais, é importante considerar esta habilidade como
uma característica intrínseca do ecossistema denotando a sua produtividade máxima e
também a sua capacidade de assimilar os impactos provenientes desta atividade,
ANGELINI (2000).
Segundo ARARIPE (2006), a piscicultura é uma atividade que requer boas condições
ambientais, sendo que esse ambiente é modificado pelo metabolismo dos peixes e pela
produção que no seu processo de transformação tem em si a produção de resíduos.
Dessa forma, ela aporta para o ambiente uma quantidade de nutrientes compatível com
o tipo de cultivo realizado. No caso dos tanques-rede, há um influxo direto de
nitrogênio, fósforo e de outros nutrientes (Ca, K, Mg e etc), uma vez que o cultivo está
instalado no próprio ambiente, impossibilitando o desvio ou tratamento dos efluentes,
que ao se diluírem no corpo d'água serão reciclados conforme a capacidade desse
ambiente.
O efeito poluidor das gaiolas flutuantes depende da intensidade de produção dos peixes,
da dispersão dos resíduos efluentes e da capacidade de assimilação do ambiente. A
capacidade suporte do ambiente é a capacidade de degradar e assimilar a carga de
64
nutrientes dos cultivos sem sofrer profundas alterações e que esta capacidade varia de
um ambiente para outro. O conceito de capacidade suporte ecológico aplicado a
aquicultura prevê a definição da produção máxima permissível de organismos aquáticos
na qual a emissão de resíduos não ultrapasse a capacidade assimilativa do ambiente
(KAUTSKY et al., 1997).
MERICAM e PHILLIP (1980) constataram uma correlação positiva entre o aumento de
sedimentos por unidade de biomassa e a taxa de alimentação no cultivo de peixes em
gaiolas flutuantes. No sistema de cultivo em gaiolas flutuantes, segundo PEARSON e
GOWEN (1990), 20% do alimento é perdido sem ingestão pelos peixes. TROELL e
BERG (1997) observaram que as altas taxas de alimentação em um cultivo de tilápia do
Nilo alimentada com ração manufaturada e utilizando ingredientes de baixa
digestibilidade, resultou em alta conversão alimentar e elevada taxa de sedimentação da
matéria orgânica na área do cultivo. A utilização de rações manufaturadas de boa
qualidade e a utilização de dietas com balanceamento adequados e formuladas com
ingredientes com alta digestibilidade e estabilidade na água, pode minorar o impacto do
aporte de nutrientes para a água (CHO e BUREAU, 2001). ARARIPE (2006), por sua
vez, enfatiza que a quantidade de fósforo aportada para o ambiente varia principalmente
em função da quantidade de fósforo presente na ração e da estabilidade da ração na
água.
É extremamente difícil precisar percentualmente esta perda, entretanto, através de
observações pessoais no Reservatório de Moxotó, podemos observar um consumo
acentuado da ictiofauna circundante da ração desperdiçada no ato do arraçoamento das
gaiolas nas diversas fases de produção, o que influencia positivamente o impacto
causado pelo sistema de produção. Reforçando este comportamento, ARARIPE (2006)
observa que a alimentação excessiva causa sobra de ração e aumenta os resíduos no
entorno das gaiolas flutuantes, atraindo pequenos peixes, que terão suas excretas
somadas às dos peixes cultivados, acelerando o efeito da decomposição uma vez que
fezes são mais facilmente degradadas que partículas alimentares, causando assim
prejuízo duplo para o cultivo.
O fósforo é requerido pelos peixes para o crescimento, mineralizando seus ossos e
cartilagens. A principal fonte de fósforo para os peixes é a alimentação. Porém, um
65
excesso de fósforo na alimentação não será absorvido pelos peixes e ainda poderá
influenciar o crescimento.
Estudos indicam que somente 32% do fósforo são utilizados para o metabolismo do
peixe e os 68% restantes são transferidos para o meio (PENCZAK et al., 1982), sendo
este capaz de induzir o processo de eutrofização (ESTEVES, 1998). Reforçando esta
idéia, ALVES e BACCARIN (2005) informam que 66% do fósforo aportado pelo
arraçoamento intensivo vão para o sedimento, 11% ficam dissolvidos na água e 23%
são incorporados no peixe em cultivo. Para HAAKANSONETAL (1988), na produção
de uma tonelada de tilápia em gaiolas flutuantes são liberados para o ambiente, 10 -20
kg de fósforo e mais 75 kg de nitrogênio.
Segundo STARLING et.al, (2006), a premissa básica de todos os modelos
desenvolvidos para os estudos da capacidade de suporte é de que a abundância algal é
negativamente correlacionada à qualidade da água e positivamente correlacionada ao
aumento populacional, e de que o fósforo (P) é o fator limitante que controla o
crescimento fitoplanctônico.
5.2. MODELOS UILIZADOS PARA CÁLCULO DA CAPACIDADE DE
SUPORTE
Em geral, os diversos modelos utilizados avaliam a capacidade de suporte com base na
concentração de fósforo admissível a ser adicionada no ambiente pelo empreendimento
aquícola Pa,. Para tal, admite-se uma concentração máxima admissível para o corpo de
água, Pmáx, que pode ser, por exemplo, o valor prescrito na RC-357 para águas classe 2.
Supondo que a concentração de fósforo existente no corpo de água seja Pe, determina-se
a quantidade de fósforo admissível a ser adicionada pelo empreendimento através da
expressão:
As características químicas da água influenciam diretamente sobre a eficiência do
cultivo de peixes em gaiolas flutuantes, afetando diretamente a viabilidade econômica
do cultivo, assim a escolha do local e o dimensionamento do cultivo conforme a
66
capacidade da área em suportar a carga dos nutrientes oriundos da atividade, é de
primordial importância para a sustentabilidade do cultivo.
Em geral o aporte de fósforo proveniente do cultivo de peixes é muito pequeno quando
comparado ao aporte realizado pelos efluentes domésticos e industriais. Antes de
implantar um empreendimento piscícola em gaiolas flutuantes, faz-se necessária a
realização de um estudo sobre o teor de nutrientes no corpo d'água bem como fazer uma
projeção para a quantidade máxima de nutrientes (principalmente fósforo) que poderá
ser aportado pelo cultivo de forma a manter a qualidade da água em estado satisfatório
para uma boa produtividade.
Fazendo um breve histórico, independentemente do aporte de cultivo de peixes, um dos
modelos mais testados e utilizados é o de DILLON e RIGLER (1974), que representa
uma modificação do modelo original de VOLLENWEIDER (1968).
5.2.1 Modelo de DILLON e RIGLER
Este modelo considera que a concentração de fósforo adicionada Pa em um dado corpo
hídrico é determinado pela carga de P, tamanho do lago (área e profundidade média),
taxa de renovação da água (fração da coluna d’água perdida anualmente para jusante e a
fração de P permanentemente perdida para o sedimento).
Para calcular a concentração de fósforo admissível a ser adicionada no ambiente pelo
empreendimento aquícola Pa, em mg / l, utiliza-se a expressão:
Onde:
L é a carga de P-total em g/m2
/ano
z é a profundidade média em metros
R é a fração do P-total retida no sedimento e
ρ é a taxa de renovação de água em volumes por ano.
A capacidade de suporte é atingida quando Pa = Pmáx – Pe.
67
5.2.2 Modelo de VOLLENWEIDER
Com base no modelo descrito em 1968, em 1976, VOLLENWEIDER aprimorou um
modelo empírico predominantemente para reservatórios (lagos) temperados.
onde:
P = concentração de fósforo no corpo d’água (gP/m3)
L = carga afluente de fósforo (kgP/ano)
V = volume da represa (m3)
t = tempo de detenção hidráulica (ano)
Ks = coeficiente de perda de fósforo por sedimentação (1/ano)
Em relação ao coeficiente de perda de fósforo por sedimentação (1/ano) – Ks, o Quadro
1 discrimina os valores encontrados em reservatórios temperados e tropicais.
Quadro 1. Valores de coeficiente de perda de fósforo por sedimentação – Ks – segundo
autores.
Reservatório Ks Referência
Temperado
VOLLENWEIDER (1976)
Tropical
CASTAGNINO (1982),
Tropical
SALAS e MARTINO (1991),
5.2.3 Modelo de ONNO e KUBTIZA
Trata-se de um modelo que determina à quantidade de gaiolas flutuantes que podem ser
outorgados, tomando como base o volume do epiliminio, sua profundidade, as
concentrações de fósforo total que a RC - 357 permite para a classe 2 de enquadramento
desejado para as águas do manancial, a concentração desse parâmetro presente nas
68
excretas dos peixes além da área de influência do reservatório que pode ser
disponibilizada para essa atividade.
Em favor da segurança o limite de fósforo total para o calculo da capacidade de suporte
e de 0, 005g/m³ 14, ou seja, a atividade de piscicultura durante todo o período de cultivo
pode liberar para o ambiente aquático essa concentração máxima de fósforo total, tendo
como base a concentração de fósforo presente nas excretas, que é considerada de 7 kg
de P-total para cada 1000 kg de ração consumida.
O calculo parte dos dados iniciais de área máxima do reservatório (Am) e da
profundidade média (hm), a partir disso, obtém o volume máximo a ser outorgado (Eq.
1).
V = (Am x hm) Eq. (1)
Onde:
V = volume máximo que poderá ser outorgado (m3);
Am = área máxima do reservatório (m2);
Hm = profundidade media do reservatório (m).
Em seguida, é calculada a quantidade máxima de fósforo total gerada para o ambiente
(Pmáx.), multiplicando a concentração pré-estabelecida (Cp) seguindo a relação de
VOLLENWEIDER para ambientes mesotróficos, com o volume máximo a ser
outorgado(V) e dividindo o resultado por 1000, fazendo assim a transformação de
unidades.
Os estudos para a determinação da capacidade de suporte em reservatórios para a
atividade de piscicultura em gaiolas flutuantes, realizadas por este modelo, seguem uma
seqüência de cálculos para que através da produção estimada de peixes por gaiola (Eq.
2), produção efetiva (Eq. 3), biomassa de peixes em cada tanque-rede (Eq. 4),
quantidade de ração necessária por dia (Eq. 5) e do teor de fósforo total contido na
ração, com isso possa a ser calculados a concentração deste nutriente na gaiola (Eq. 6) e
14 Valor utilizado pelos autores baseado na Resolução CONAMA 357 que é de 0,05 mg/l correspondente
a 0,005 g/m³.
69
o volume de diluição necessário para se obter uma concentração igual a 0, 005 mg/m³
(limite máximo de fósforo total estabelecido para ser liberado pela atividade (Eq. 7).
Depois, calcula-se a razão entre o volume de referência e o volume de diluição da
quantidade de fósforo total lançada por gaiola em um dia, obtendo o número de gaiolas
que poderão ser outorgados (Eq. 8).
Tpx = (Vtq x Dpx)Eq. (2)
Onde:
Tpx = total de peixes por gaiola (numero de peixes);
Vtq = volume útil das gaiolas (m3);
Dpx = densidade de peixes por gaiola (numero de peixes/m3).
Te = (Tpx x i)/1000Eq. (3)
Onde:
Te = total efetivo de peixes por gaiola (numero de peixes);
Tpx = total de peixes por gaiola (numero de peixes);
i = índice de sobrevivência dos peixes (%);
Btq = (Te x Pm)/1000Eq. (4)
Onde:
Btq = biomassa de peixes/tanque-rede (Kg de peixes/tq);
Te = total efetivo de peixes por tanque-rede (numero de peixes);
Pm = peso médio dos peixes na despesca (gramas).
Rd = (Btq x TCA)/tEq. (5)
Onde:
Rd = ração consumida por dia em cada tanque (Kg/dia/gaiola);
Btq= biomassa de peixes/gaiola (Kg/gaiola);
TCA = fator de conversão alimentar (Kg de ração/Kg de peixe);
t= período de cultivo (dias).
Observação: Através das relações corretas, calculam-se os consumos por m³ de cada
gaiola e o consumo de uma gaiola durante todo o cultivo.
70
CPgaiola = (Pe x Rd)/1000 Eq. (6)
Onde:
Rd = ração consumida por dia em cada gaiola (Kg/dia/gaiola);
Pe = fósforo excretado pelos peixes para cada 1000 quilos de ração consumida (Kg de
fósforo);
CP gaiola = concentração de fósforo gerada por gaiola durante um dia de cultivo
(Kg/gaiola/dia).
Veu = (CPD/Cp) x VgaiolaEq. (7)
Onde:
Veu= volume de água por gaiola para evitar a eutrofização (m³);
CPD = concentração de fósforo gerada por m³ [(CPgaiola x 1000) /Vgaiola)] (gramas
de fósforo);
Cp = concentração de fósforo pré-estabelecida (0, 005 mg/m³);
Gaiolas = volume útil das gaiolas (m³).
Gaiolas = (V/Veu)Eq. (8)
Onde:
Gaiolas = número de gaiolas que o ambiente pode suportar (unidades).
V = volume máximo a ser outorgado (m³);
Veu= volume de água por gaiola para evitar a eutrofização (m³);
5.2.4 Modelo QUALRES
Embasado nas taxas de reposição das cargas de fósforo em função das oscilações de
volume do reservatório, o aplicativo QUALRES é mais uma alternativa para estimativa
da capacidade suporte. Entretanto, fazendo um comparativo com o modelo de DILLON
& RIGLER as diferenças são diminutas entre os métodos, pois a base conceitual de
estimativas de ambos é a mesma, ou seja, a dinâmica de retirada do fósforo da coluna
d’água em função da profundidade e do tempo de retenção. No entanto, a facilidade de
cálculos favorece a opção pelo modelo de DILLON e RIGLER.
71
5.2.5 Modelo ECOPATH
Este modelo tem como base as inter-relações e fluxos entre os componentes da cadeia
alimentar, desde a absorção dos nutrientes pelo fitoplâncton, passando pelo grazing do
zooplâncton até alcançar as transferências diretas e indiretas para a comunidade de
peixes, considerando ainda as taxas de fluxo de detritos. Esta abordagem e a sua
aplicação a outros ecossistemas exigem, no entanto, o profundo conhecimento
simultâneo dos diversos compartimentos da cadeia alimentar (fitoplâncton, perifíton,
macrófitas aquáticas, bentos, zooplâncton e comunidade de peixes) ainda não disponível
para a grande maioria dos ecossistemas lacustres brasileiros.
5.2.6 Modelo de BERG
O modelo proposto por BERG et AL, em 1996, pressupõe o conceito de ¨pegada
ecológica¨ ou ecological footprint, ou seja, avaliar a capacidade do ecossistema em
assimilar a carga de nutrientes proveniente da atividade aquícola intensiva em gaiolas
flutuantes e a área do ecossistema requerida para compensar o consumo de oxigênio,
baseado em extrapolações das relações entre produtividade primária e assimilação de
fósforo, sem considerar as taxas de renovação da água e as taxas de sedimentação de
fósforo que são conhecidamente capazes de alterar profundamente a disponibilidade de
fósforo para incrementar o processo de eutrofização. BUNDING, em 2001, critica esta
abordagem indicando ser mais conveniente expressar os resultados desta estimativa em
termos de produção máxima sustentável de peixes ao invés da área física ocupada pelas
estruturas de cultivo e a sua área de influência.
5.2.7 Modelo de BEVERIDGE
Atualmente este é o método mais utilizado para estimar o aporte de fósforo em
reservatórios onde são instalados ou avaliados empreendimentos aquícolas. O modelo
de BEVERIDGE (2004) baseia-se nas características morfológicas do corpo d'água
(área total, profundidade média, capacidade de renovação de água) e nas características
do cultivo (quantidade de ração fornecida e biomassa produzida), tentando fazer,
matematicamente, uma junção entre tais características.
72
A simplicidade de cálculos e, consequentemente, a facilidade de aplicação em uma
variedade de situações onde a base de dados é reduzida, fez com que a Agência
Nacional de Águas (ANA) e o atual Ministério da Aquicultura e Pesca - MAPA
optassem pelo emprego desta metodologia como ferramenta gerencial para a estimativa
da capacidade produtiva de reservatórios e emissão de outorga para implantação de
projetos aquícolas em várias regiões do Brasil.
Vários autores descrevem o referido método, entretanto ARARIPE (2006) relata o
modelo passo a passo o que facilita o entendimento e serve de apoio para demonstrar o
modelo proposto neste trabalho. Os passos do modelo de BEVERIDGE são:
Primeiro passo
Calcular a fração de fósforo dissolvido e perdido para o sedimento (coeficiente de
retenção). Neste caso consideram-se apenas as características hidrológicas do
reservatório, com relação ao período de residência da água, conforme Eq. (1).
Eq. (1)
Onde:
é o coeficiente de retenção; é taxaanual de renovação de água do reservatório - taxa
de detenção;
e são constantes que variam em função decaracterísticas específicas de
reservatório, obtidas através das condições limnológicas em diferentes categorias de
corpos d'água.
Segundo passo
Calcular a fração permissível de aporte de fósforo oriundo do cultivo. Aqui se começa
a definir a quantidade máxima de fósforo que o ambiente poderá suportar e que é função
do tempo de residência da água, segundo a Eq. (2):
Eq. (2)
Onde: é a fração do aporte permissívelde fósforo oriundo do cultivo, perdido
para o sedimento; é o percentual de fósforo liberado pelas gaiolas e perdido para o
73
fundo comoresultado da sedimentação (foi determinado por DILLON e RIGLER como
sendo 45%); é ocoeficiente de retenção, calculado na equação 01.
Terceiro passo
Calcular a variação aceitável nas concentrações de fósforo em ambiente lêntico
utilizado por tanque rede (DΡ). Com essa equação se define a quantidade de fósforo que
pode ser aportado para o ambiente, considerando a legislação ambiental para a região,
Eq. (3).
Onde: é a variação aceitável nasconcentrações de fósforo; é a quantidadede
fósforo desejável no ambiente (definida pelosórgãos ambientais); a quantidade de
fósforo no ambiente antes de instalar as gaiolas flutuantes.
Quarto passo
Através da Eq. (4), calcular o aporte permissível de fósforo oriundo do cultivo
Onde:
é a variação aceitável nas concentrações de fósforo em ambiente lêntico utilizado
pelas gaiolas flutuantes (calculado pela Eq. (3);
é a fração do aporte permissível de fósforo oriundo do cultivo, perdido para o
sedimento (calculado pela Eq. (2);
é a profundidade média do reservatório; e
é taxa anual de renovação da água do reservatório.
Quinto passo
74
Calcular a biomassa de peixe cultivável, utilizando-se a fórmula discriminada na Eq.
(5):
Eq. (5)
Sendo o aporte anual de fósforo total (g/ano), que é quantificado pela Eq. (6):
; e
é o percentual de fósforo liberado para oambiente em função do percentual de
fósforo digerido calculado através da Eq. (7):
Eq. (7);
Onde:
é percentual de fósforo na ração; e
é o percentual de fósforo no músculo do peixe.
Observa-se que os modelos de DILLON e RIGLER, de ONNO e KUBTIZA e o de
BEVERIDGE consideram os processos de sedimentação do fósforo e expressam os seus
resultados em termos de produção aquícola máxima para manter os níveis de fósforo
dentro de limites desejáveis pré-estabelecidos. Os respectivos modelos contribuem
significativamente com estimativas preliminares do potencial de exploração aquícola de
reservatórios com razoável controle dos efeitos colaterais de eutrofização associados ao
cultivo.
DA SILVA (2006), enfoca que o conhecimento dos efeitos das cargas de entrada sobre
o corpo hídrico é subsídio importante para tomada de decisão com vistas ao
desenvolvimento sustentável da região. No caso da aquicultura em reservatórios com a
utilização de gaiolas flutuantes, reafirmamos a dependência da qualidade da água para a
sustentabilidade econômica deste tipo de empreendimento.
Nesse sentido, os modelos matemáticos de simulação podem contribuir de maneira
significativa em vários instrumentos de gestão, como por exemplo, definição da
75
localização de estações de monitoramento ou de pontos adequados para descargas de
efluentes, análise de outorga de lançamento de efluentes e escolha de técnicas
adequadas de manejo do uso. Possibilitam análises de cenários prognósticos e, portanto,
auxiliam na identificação das melhores diretrizes com relação aos objetivos propostos,
facilitando o processo de tomada de decisão. A proposição metodológica de avaliação
da capacidade de suporte de reservatórios para empreendimentos aquícolas será exposta
no próximo capitulo.
76
6. PROPOSIÇÃO METODOLÓGICA
Neste Capitulo será discriminada a metodologia proposta, que foi desenvolvida
levando-se em consideração todo o processo de autorização de outorga, incluindo os
aspectos legais e requisitos técnicos necessários. Em relação aos aspectos técnicos, os
dados utilizados para os cálculos das cargas das fontes poluentes, especificamente das
pisciculturas, são originários de experiências profissionais e pesquisas bibliográficas.
A utilização dos modelos do SisBAHIA®
, sistema de modelagem computacional
adotado, pode ser plenamente justificada, pois segundo ROSMAN (2007) além de
serem usados para previsão do escoamento ou movimento das águas (hidrodinâmicos),
podem ser usados para previsão da qualidade das águas ou transporte de grandezas
escalares (dispersão).
Na metodologia proposta à gestão contínua do reservatório, utilizado pelo cultivo em
gaiolas flutuantes, está acoplada, pois o sistema computacional poderá avaliar em tempo
real todo processo dinâmico do corpo hídrico de forma global ou local de um
determinado empreendimento. Para respaldar o exposto anteriormente, ROSMAN
(2007) preconiza que modelos computacionais são: “ferramentas usuais no
desenvolvimento de projetos e estudos e na gestão ambiental de recursos hídricos, isto
é, uma forma de gestão que considera conjuntamente os aspectos de quantidade e
qualidade dos recursos hídricos.”.
6.1. FUNDAMENTAÇÃO TÉCNICO- JURÍDICA
A proposição metodológica está embasada na autorização de uso de espaços físicos de
corpos d’água de domínio da União para fins de aquicultura, caracterizada no Decreto
nº. 4.89515, de 25 de novembro de 2003 e na Instrução Normativa - INI16nº. 07, de 28 de
abril de 2005.
15Para fins da prática da aquicultura de que trata este Decreto, consideram-se da União os seguintes bens:
I - Águas interiores, mar territorial e zona econômica exclusiva, a plataforma continental e os álveos das águas
publicam da União; II - Lagos, rios e quaisquer correntes de águas em terrenos de domínio da União, ou que banhem
mais de uma Unidade da Federação, sirvam de limites com outros países, ou se estendam a território estrangeiro ou
dele provenham; III - Depósitos decorrentes de obras da União, açudes, reservatórios e canais, inclusive aqueles sob
administração do Departamento Nacional de Obras Contra as Secas - DNOCS ou da Companhia de Desenvolvimento
dos Vales do São Francisco e do Parnaíba – CODEVASF e de companhias hidroelétricas.
77
Para a ANA (2003) os dados mínimos requeridos para a implantação da atividade
piscícola destinada ao cultivo em gaiolas flutuantes são:
I - Coordenadas geográficas dos vértices do polígono onde o conjunto de gaiolas estará
inserido;
II – Área do espelho de água ocupado pelo conjunto de gaiolas flutuantes;
III – Volume ocupado pelos tanques-rede;
IV – Produção anual máxima de peixe;
IV – Carga máxima anual de fósforo gerada no sistema de cultivo;
V – Quantidade máxima diária de ração aplicada;
VI – Prazo de vigência desta outorga: 5 (cinco) anos.
Para a obtenção da outorga de direito de uso da água para implantação de atividade
piscícola, no processo de liberação de outorgas pela Agência Nacional das Águas –
ANA são necessárias as seguintes informações:
Local de implantação do projeto, município, bacia e sub-bacia hidrográfica (se
for o caso);
Indicação das coordenadas geográficas dos vértices do polígono da área a ser
ocupada pelas gaiolas flutuantes dentro do corpo hídrico, observando a distância
16A INI (Instrução Normativa), em razão do artigo 19 deste código estabelecem:
I - A profundidade da área selecionada para implantação de cultivos que necessitam de arrazoamento
devera considerar a altura submersa da estrutura de cultivo mais uma distancia mínima de 1,50m entre a
parte inferior da estrutura e o álveo do corpo d'água, ou a relação de 1:1,75m entre a parte submersa da
estrutura de cultivo e o vão livre sob a mesma, prevalecendo sempre a que for maior; II - Não devera
existir uso conflitante no corpo d'água; III - No caso de reservatórios devera ser observada a cota media e
a operação do mesmo; IV - Devera ser resguardado o fim primário do reservatório; V - A locação das
estruturas de cultivo não deve impedir o livre acesso as margens dos corpos d’água; VI - Em Unidade de
Conservação deverá ser observada a legislação específica; e VII - Serão reservadas faixas de preferência
para as populações tradicionais. Estabelece, além disso: I - Um limite máximo de até 1,0% da área
superficial dos corpos d'água fechados ou semi-abertos considerando-se o ponto médio depleção; II - Em
enseadas, baías e em mar aberto, o limite máximo a ser ocupado será definido nos procedimentos de
licenciamento ambiental.
A outorga preventiva será convertida automaticamente pela Agência Nacional das Águas em outorga de
direito de uso de recursos hídricos ao interessado que receber o deferimento da Secretaria Especial de
Aquicultura e Pesca para emissão da cessão de espaços físicos para a implantação de parques e áreas aqui
colas, de preferência. A autorização de uso referida neste Decreto nos espaços físicos decorrentes de áreas
de preferência ou de fronteira, inclusive em áreas e parques aqui colas já delimitados, será concedida a
pessoas físicas ou jurídicas, observado o seguinte: I - Nas faixas ou áreas de preferência, a prioridade será
atribuída às integrantes de populações tradicionais, atendidas por programas de inclusão social, com base
em critérios estabelecidos em ato normativo de que trata o art. l9 deste Decreto; II - Na faixa de fronteira,
a autorização de uso será concedida de acordo com o disposto na legislação vigente.
78
mínima dos tanques até ao corpo da barragem, que será sugerida de acordo com
porte e tipos de utilização do reservatório;
Profundidade média do local;
Informar as espécies a serem cultivadas (nome popular e cientifico);
Indicar numeração de gaiolas flutuantes, área dos tanques, formatos e medidas;
Indicar número de peixes / tanque, produção mensal e anual;
Identificar previamente impactos ambientais passíveis de ocorrência em função
da implantação do projeto e proposição de medidas mitigadoras que visem a
manutenção dos padrões de qualidade da água estabelecidos pela Resolução
CONAMA nº. 357/05, de acordo com as finalidades de uso da água do
reservatório;
Quanto à capacidade de suporte do reservatório, devem constar as bases de
dados que forem usados nesse cálculo, detalhes de como foi feito, fórmulas,
bibliografias e o cálculo da determinação dessa capacidade suporte, segundo o
modelo de avaliação;
Incluir no projeto o programa de monitoramento da qualidade da água da
barragem.
Além das informações mencionadas anteriormente, o interessado deve apresentar um
estudo de avaliação de impacto ambiental. O processo é iniciado com o
encaminhamento do projeto ao MAPA, que distribuirá à ANA, ao IBAMA, à Marinha
do Brasil e ao órgão ambiental estadual competente.
6.2 PROCEDIMENTOS METODOLÓGICOS
Com a definição do corpo hidrico a ser analisado para avaliação de capacidade de
suporte em aquicultura foram adotadas todas as etapas discriminadas no Manual do
Usuário do SisBAHIA para execução do Modelo Hidrodinâmico e, posteriormente,
acoplado a este os modelos, euleriano, lagrangeano e de geração de ondas disponíveis
em http://www.sisbahia.coppe.ufrj.br.
Os procedimentos metodológicos, através da modelagem computacional são os
seguintes:
79
6.2.1. PROCEDIMENTO 1– MODELAGEM HIDRODINÂMICA
Elaboração e execução do modelo hidrodinâmico no corpo hídrico modelado.
6.2.2. PROCEDIMENTO 2 – DEFINIÇÃO DAS FONTES CONTAMINANTES12
DE FÓSFORO TOTAL
Localização pelas coordenadas UTM do mapa base das fontes contaminantes, tais
como: reservatórios a montante, rios, cidades, pisciculturas instaladas e outras fontes,
dependendo do corpo hídrico estudado.
6.2.3. PROCEDIMENTO 3 – ESTIMATIVO DAS CARGAS DE FÓSFORO
TOTAL PARA PISCICULTURAS
Na metodologia de produção existem dois tipos de manejos que podem ser empregados:
a estocagem de indivíduos já na densidade de colheita, ou, variar a densidade de
estocagem ao longo do ciclo de cultivo, através de despescas17 seletivas e transferências.
Este último procedimento18 é o melhor tecnicamente e economicamente.
Durante todo cultivo, além das medições limnológicas conhecidas, os indivíduos são
estocados19 de acordo com as várias fases de crescimento, sendo alimentados
diariamente com ração balanceada comercial, onde a granulometria e os índices de
proteína variam de acordo com o crescimento dos mesmos. A oferta da ração
(arraçoamento) é calculada em função do peso médio dos peixes estocados em cada
gaiola e de uma porcentagem específica que resulta num determinado peso de ração que
deve ser ofertado entre 6 (seis) e 12 (doze) porções proporcionais durante o dia.
Geralmente as alimentações iniciam-se às 7:00 hs com término às 17:00 hs. A Figura 16
ilustra o esquema de um empreendimento instalado e em processo produtivo
caracterizado como fonte contaminante.
17Termo utilizado para retirar ou capturar os indivíduos da gaiola. 18Procedimento mais empregado nos empreendimentos instalados nos reservatórios do sub médio do São
Francisco. 19Termo utilizado para povoamento de uma certa quantidade de peixes em gaiolas flutuantes
80
Figura 16. Desenho esquemático de um empreendimento implantado.
Objetivando se aproximar da rotina de arraçoamento diária de empreendimentos
instalados em reservatórios, estimamos a carga de fósforo lançada no reservatório, via
fornecimento de ração e fezes excretadas dos indivíduos em processo produtivo nas
fases de cultivo, normatizando em 20 m3 o volume da gaiola flutuante, demonstrados
nas Tabelas 5 e 6.
Tabela 5. Estimativa dos quantitativos de ração não absorvida e fezes expelidas por dia
e por gaiola de 20 m³ nas respectivas fases de cultivo.
FASES
Biomassa Ração
Período
cultivo Volume/gaiola
Taxa
Estocagem
Indivíduoa Peso
Inicial
Peso
Final Período %
Ofertada /
período Taxa Conv.
dias ( m³) ( / m³) Inicial Final (gramas) (kg) Ração/dia (kg)
FASE I
28 20 250 5,000 4,250 0.5 6 26 13 93 3.64
56 20 213 4,250 3,500 6.1 32 112 10 314 2.80
FASE II
84 20 175 3,500 3,250 32 93 302 6 508 1.68
112 20 163 3,250 3,000 93 185 555 5 777 1.40
FASE III
140 20 150 3,000 2,750 185 426 1172 4 1312 1.12
168 20 138 2,750 2,125 426 787 1672
2 937 0.56
180 20 106 2,125 1,750 787 1,000 1750 1 490 0.28
TOTAIS 4430
Observações:
- Dimensões da gaiola: diâmetro de 3,5m x 2,1m (altura) = 20 m3
- Biomassa (Kg): (Peso médio (gramas) x indivíduos) / 1000 gramas
81
Tabela 6. Estimativa média de carga de fóforo por gaiola por dia, nas fases de cultivo.
FASES
Ração não absorvida Fezes expelidas P / tonelada
P/fezes
Período
28 dias
P (fósforo) 15% (0.5% biomassa)
(*)
P/ração
(kg) (kg) 20 kg / ton 40 kg / ton Total (kg) / gaiola Kg / gaiola / dia
FASE I
13.92 0.13 0.28 0.005 0.28 0.010
31.36 0.56 0.63 0.02 0.65 0.023
FASE II
50.78 1.51 1.02 0.06 1.08 0.038
77.70 2.78 1.55 0.11 1.67 0.059
FASE III
131.21 5.86 2.62 0.23 2.86 0.102
93.65 8.36 1.87 0.33 2.21 0.079
49.00 8.75 0.98 0.35 1.33 0.111
TOTAIS 447.62 27.94 8.95 1.12 10.07
MÉDIA 0.06 (*) Segundo, HAAKANSONETAL (1988)
As estimadas cargas de fóforo total lançadas no ambiente por gaiola por dia serão
adotadas para a caracterização das fontes contaminantes, conforme Figura 11, nos
reservatórios onde será aplicada a metodologia.
6.2.4. PROCEDIMENTO 4 – QUANTIFICAÇÃO E INSERÇÃO DAS VAZÕES
CONTAMINANTES DE FÓSFORO NO MODELO COMPUTACIONAL
6.2.4.1. VAZÃO DAS PISCICULTURAS
A vazão de uma piscicultura instalada ou em processo de outorga é determinada da
seguinte forma:
Adotamos para a modelagen gaiolas circulares com 3,5m de diâmetro,
perfazendo uma área por gaiola de 25 m², espaçamento necessário para
circulação hidrodinâmica na gaiola e procedimentos operacionais. A Figura 17
configura o explicitado anteriormente.
82
Figura 17. Demonstrativo da área individual por gaiola.
Em função do comprimento e largura da região fonte determina-se através desta
área total o número de gaiolas.
A partir do número de gaiolas, calculamos a vazão total da piscicultura
utilizando a seguinte fórmula:
Vazão da piscicultura (m³/s) = carga de fósforo (kg/dia) x Nº gaiolas / concentração
fósforo (1.823) / 86400 segundos
6.2.4.2. DEMAIS VAZÕES
Para determinação de outras vazões como a de reservatórios a montante, rios, cidades e
outras, conforme as especificidades de modelagem do corpo hídrico, a fórmula é a
seguinte:
Vazão (m³/s) = carga de fósforo (kg/dia) / concentração fósforo (1.823) / 86400
segundos
6.2.4.3. T 90
Os valores de T90 foram definidos conforme dados e formulações discriminados no
Quadro 2.
5 m
3,5 m
5 m
83
Quadro 2. Valores de T90 para os respectivos reservatórios e vazões adotadas nas
simulações.
Reservatório Volume (m³)
Vazão
( m³/)
Tempo residência
*86400
T 90
Moxotó
1.052.476.470
1. 06320 11,56
2,68E-07
8.581.227
5. 53221 2,20
1,17E-07
19. 585. 305
Na próxima seção, o reservatório de Moxotó, onde a metodologia foi aplicada será
caracterizado.
6.3. CARACTERÍSTICAS DO RESERVATÓRIO DE MOXOTÓ
Neste estudo, a proposta metodológica de avaliação de capacidade de suporte será
aplicada no reservatório de Moxotó, conforme características descritas a seguir.
A Bacia do São Francisco possui uma área de aproximadamente 639.000 km2 e seu
curso principal tem uma extensão de 2.700 km entre as cabeceiras, na Serra da Canastra,
em terras do município de São Roque de Minas (MG), e a foz, no Oceano Atlântico,
entre os estados de Sergipe e Alagoas, abrangendo parte de seis estados e do Distrito
Federal. Destaca-se que a bacia compreende uma parte significativa do Polígono das
Secas, que constitui um território reconhecido como sujeito a períodos críticos de
prolongadas estiagens e situa-se, majoritariamente, na região Nordeste, Figura 18.
20 Vazão média de Fevereiro de 2008. 21 Vazão média de Fevereiro de 2007.
84
Figura 18. Bacia do São Francisco e indicativo do reservatório estudado.
O rio São Francisco, localizado no nordeste brasileiro, possui uma série de oito
reservatórios – Paulo Afonso I, II e III, Três Marias, Moxotó, Sobradinho, Itaparica e
Xingó - gerenciados pela Companhia Hidro Elétrica do São Francisco (CHESF), Figura
19.
Figura 19. Ilustração esquemática dos reservatórios.
85
O reservatório de Moxotó apresenta uma área de 98 km2 e um volume total de 1,2
bilhões de m3 e útil de 0,2 bilhão. A profundidade média do reservatório é de 13
metros, com a cota máxima da barragem de 141 metros.
6.3.1. ÁREAMODELADA
Os estudos preliminares para a aplicação dos modelos do SisBAHIA iniciaran-se com a
elaboração de um mapa base, Figura 21. Os contornos foram traçados através de um
mapa geo-referenciado via GOOGLE EARTH, http://earth.google.com, demonstrado na
Figura 20.
Figura 20. Imagem geo-referenciada, via GOOGLE EARTH, do reservatório de
Moxotó.
A área modelada do reservatório foi delimitada no trecho a jusante da barragem do
reservatório de Itaparica até a barragem do reservatório de Moxotó, no sub-médio do
São Francisco, situada em áreas dos estados de Bahia, Pernambuco e Alagoas. A região
86
do sub-médio está situada no semi-árido nordestino. O clima, segundo a classificação de
Köeppen, é o semi-árido de estepes (Bshw), com precipitações médias anuais de 560
mm.
Figura 21. Mapa Base do reservatório de Moxotó.
87
6.3.2. BATIMETRIA
As informações relativas à batimetria, incluindo os contornos de margens, utilizadas
neste estudo, foram obtidas das seguintes fontes:
Considerando as estações definidas por OLIVEIRA (2004), onde os dados
relativos à batimetria destas estações foram extrapolados pelo SisBAHIA.
Dados repassados pelo engenheiro Jorge Pimentel, da ANA.
A Figura 22 ilustra a batimetria no reservatório de Moxotó.
Figura 22. Batimetria do reservatório de Moxotó (BA – AL – PE).
88
6.3.3. DADOS DE VENTO
As informações de vento para modelagem da circulação hidrodinâmica podem ser
fornecidas de diversas formas ao modelo. Os índices utilizados neste trabalho foram
coletados através do Centro de Estudos Climáticos e de Previsão do Tempo – CPTEC,
aeroporto de Paulo Afonso (BA), obtidos no site www.cptec.inpe.br. Os dados obtidos
indicam uma predominância das direções S e SE, com velocidades variando entre 10 e
30 km/h. As médias das forçantes de ventos para o ano de 2008 estão demonstradas na
Figura 23.
Figura 23 – Forçantes de vento do reservatório de Moxotó (2008).
6.3.4. DADOS DE VAZÃO
Os dados de vazões foram obtidos da Companhia Hidro Elétrica do São Francisco –
CHESF, Diretoria de Operação, Divisão de Gestão de Recursos Hídricos – DORH, que
variam de 800 a até 9.600 m3/segundo, de acordo com as necessidades de manejo
89
hidráulico da empresa no sistema de reservatórios, conforme observado na Figura 24 –
Defluências do reservatório de Itaparica.
Figura 24. Defluências do reservatório de Itaparica. Fonte: CHESF – DORH (2009).
Apresentamos na Tabela 7 os valores correspondentes as vazões médias mensais para os
anos de 2005 a 2008, de acordo com a mesma fonte.
Tabela 7. Vazões médias mensais do Reservatório de Moxotó
Vazões médias mensais (m3/s) – Reservatório de Moxotó ANOS MESES
JAN FEV MAR ABR MAI JUN JUL AGO SET OUT NOV DEZ
2005 1650 2480 3055 2446 2134 1772 1838 1913 2060 2147 2107 1963
2006 1987 2045 1816 2117 2217 1937 2084 2251 2399 2413 2420 2436
2007 2591 5532 5007 2025 1970 2159 2344 1918 2437 2595 2542 2052
2008 1272 1063 1094 1284 1266 1375 1458 1933 1953 2255 2195 1750
Fonte: CHESF – DORH (2009)
Através dos valores obtidos das vazões ilustradas na Tabela 7, representamos
graficamente estas médias de vazões mensais, ilustradas na Figura 25.
90
Figura 25. Gráfico das vazões médias mensais, em m³/s, do reservatório de Moxotó de
2005 a 2008, segundo dados da CHESF.
Para a simulação do modelo hidrodinâmico, foram utilizados os hidrogramas de vazões
amostradas no mês de fevereiro de 2008, mês este que apresentou vazões reduzidas e
fevereiro de 2007, que apresentou as maiores vazões, nos dados analisados da CHESF
de janeiro de 2005 a dezembro de 2008, Figura 25. Os hidrogramas estão representados
na Figura 26.
Figura 26 – Hidrograma das vazões, em m³/s, dos meses de Fevereiro de 2007 e 2008
com os dados obtidos da CHESF.
91
6.3.5. CARACTERIZAÇÃO HIDRODINÂMICA
A circulação no reservatório depende basicamente das ações do vertedouro da Barragem
de Itaparica e ventos, pois vazões fluviais são inexpressivas.
6.3.5.1. Tempo de detenção (Td) e Froude densimétrico (Fd)
O tempo de detenção (Td)22 das águas no reservatório de Moxotó para uma vazão
média de 1.063 m3/s no mês de fevereiro de 2008, estiagem, é de 11,2 dias, e o número
de Froude densimétrico (Fd)23, para unidades convenientes que verifica a possibilidade
de estratificação do corpo hídrico e posterior classificação do reservatório é de 8E-07,
seguindo método utilizado pelo WATER RESOURCES ENGINEERS (1969), citado por
TUCCI (1989).
Usando o mesmo método para o mês de fevereiro de 2007, período este que apresentou
uma vazão média de 5.532 m³/s, padrão bem acima das médias mensais das vazões de
2005 a 2008, segundo a CHESF e que podem ser observadas na Figura 25, temos que o
Td é de 2,2 dias, e um Fd de 4,2E-06.
6.3.5.2. Padrões de circulação no reservatório de Moxotó
Esta seção apresenta resultados em forma de mapas e gráficos pertinentes à circulação
hidrodinâmica no reservatório de Moxotó. São apresentados resultados promediados na
coluna de água (2DH) dos referidos meses destacados anteriormente.
A Figura 27 demonstra o padrão de correntes médias na vertical (2DH), com ventos de
SE em situação de estiagem, Fevereiro de 2008, no instante do dia 16 de Fevereiro de
2008 – 2:00 h. É representado na Figura 28 o mesmo padrão de correntes para Fevereiro
de 2007, com ventos de S no instante do dia 17 as 14:00 h.
22 O tempo de detenção das águas no reservatório de Moxotó foi calculado através da fórmula Td (dias)
= V (m3) / Q (m3/s) x 86.400 s. 23 Para o calculo do número de Froude densimétrico (Fd), que verifica a possibilidade de estratificação
do corpo hídrico e posterior classificação do reservatório, adotamos a equação do Water Resources
Engineers (1969) citada por Tucci (1989) para unidades convenientes, que é a seguinte: Fd = 0,322 LQ /
HV, onde L = comprimento do reservatório em Km, Q é a vazão de entrada em m3/s, H é a profundidade
média em metros e V o volume em milhões de m3.
92
Figura 27. Padrão de correntes médias na vertical (2DH) em situação de estiagem, com
ventos de SE, no mês de Fevereiro de 2008, no instante do dia 16 as 02h00min.
93
Figura 28. Padrão de correntes médias na vertical (2DH) em situação de elevadas
vazões, com ventos de S, no mês de Fevereiro de 2007, no instante do dia 17 as
14h00min.
As carcteristicas das fontes contaminantes será demonstrada na próxima seção.
94
6.4. FONTES CONTAMINANTES ADOTADAS NAS SIMULAÇÕES
Considerando os aspectos metodológicos citados no item 6.2 e ilustrados na Figura 16,
caracterizaremos a seguir as fontes poluidoras de fósforo total adotadas nas simulações
para o reservatório de Moxotó.
Para o reservatório de Moxotó adotamos fontes de cargas de fósforo total oriundas do
reservatório de Itaparica, de pisciculturas instaladas e em processo de licenciamento e
das principais cidades localizadas no entorno do reservatório. A Tabela 8 e Figura 32
caracterizam as fontes utilizadas nas simulações realizadas.
Tabela 8. Caracterização das fontes adotadas para simulações no reservatório de
Moxotó.
As cargas poluidoras por fontes podem ser verificadas na Tabela 9 demonstrada a
seguir:
Fonte Elemento Coordenada_X Coordenada_Y Profundidade (m)
1 - Reservatório de Itaparica 1,2 e 3
575757
8989184 11.00
2 -Glória – BA 1005 582637 8968186 1
3 -Jatobá – PE 323 579555 8982232 1
4-Paulo Afonso – BA 1179 583299 8964498 2
5 - Piscicultura instalada 295 582126 8984490 9
6- Piscicultura instalada 338 577137 8983131 5.94
7- Piscicultura instalada 401 575646 8981877 7.51
8- Piscicultura instalada 463 584674 8977298 6.96
9- Piscicultura instalada 470 577000 8976461 9.67
10- Piscicultura instalada 564 582434 8975313 8.18
11- Piscicultura instalada 787 581488 8969939 7.72
12- Piscicultura instalada 1070 582882 8966559 6.52
13- Piscicultura instalada 1015 586454 8967906 7.57
14 - Piscicultura (processo licenciamento) 675 589151 8989954 7.86
95
Tabela 9. Demonstrativo de cálculo das vazões inseridas no modelo lagrangeano do
SisBAHIA para as Fontes definidas no reservatório de Moxotó.
Formulações:
Numero de gaiolas = área total do empreendimento / área por gaiola ( 25 m²)
Vazão de Itaparica = carga de fósforo / densidade do fósforo / 86400
Vazão das Cidades = carga de fósforo / densidade do fósforo / 86400
Vazão das pisciculturas = carga de fósforo x Nº gaiolas / densidade do fósforo / 86400
T90 = 5147281.73 segundos
Para vazão de fósforo introduzida no reservatório de Moxotó, através do reservatório de
Itaparica, foi estimada uma carga de 50.000 kg por dia, em função dos valores obtidos
por MELO (2004) em monitoramentos limnológicos realizados neste reservatório. Nas
fontes das cidades adotamos os índices da Figura 29, conforme ABE, et al. (2000),
considerando, segundo o IBGE (2008), que a cidade de Jatobá - PE apresenta
atualmente 13.879 habitantes, a cidade de Glória - BA com 13.988 e a de Paulo Afonso
101.757 . Utilizando os valores da Figura 33 inserimos no modelo uma descarga de
fósforo diária de 180 kg/dia para as cidades de Jatobá e Glória e 1.800 Kg/dia para
Paulo Afonso.
Fonte Região fonte
Carga de
fósforo
Densidade de
P
Nº
gaiolas Vazão
Comprimento
(m)
Largura
(m)
Profundidade
(m) kg/dia Kg/m3 m3/s
1 150 20 5 50,000 1,823 3.1745E-04
2 20 2 1 180 1,823 1.1428E-06
3 20 2 1 180 1,823 1.1428E-06
4 20 8 2 1,800 1,823 1.1428E-05
Fonte Região fonte
Carga de
fósforo
Densidade de
P
Nº
gaiolas Vazão
Comprimento
(m)
Largura
(m)
Profundidade
(m) kg/dia Kg/m3 m3/s
1 150 20 5 50,000 1,823 3.1745E-04
2 20 2 1 180 1,823 1.1428E-06
3 20 2 1 180 1,823 1.1428E-06
4 20 8 2 1,800 1,823 1.1428E-05
5 250 200 2 0.06 1,823 2000 7.6217E-07
6 250 250 2 0.06
1,823 2500 9.5216E-07
7 200 180 2 0.06
1,823 1440 5.4918E-07
8 250 120 2 0.06
1,823 1200 4.5710E-07
9 220 150 2 0.06
1,823 1320 5.0309E-07
10 300 200 2 0.06
1,823 2400 9.1408E-07
11 150 200 2 0.06
1,823 1200 4.5710E-07
12 120 140 2 0.06
1,823 672 2.5600E-07
13 150 150 2 0.06
1,823 900 3.4300E-07
14 350 200 2 0.06
1,823 2800 1.0700E-06
96
Figura 29. Predição da geração de esgotos e resíduos sólidos, segundo ABE, et al.
(2000).
No próximo capitulo, serão demonstradas as aplicações da metodologia utilizada e os
resultados obtidos para o reservatório de Moxotó.
97
7. APLICAÇÕES E RESULTADOS OBTIDOS
Em relação à influência dos padrões de circulação hidrodinâmica nas gaiolas flutuantes.
7.1. INFLUÊNCIA DOS PADRÕES DE CIRCULAÇÃO HIDRODINÂMICA NAS
GAIOLAS FLUTUANTES
7.1.1 VENTOS
Os dados obtidos indicam uma predominância dos ventos nas direções S e SE, com
velocidades variando entre 10 e 30 km/h. Como já foi mencionado anteriormente,
pisciculturas super intensivas em gaiolas flutuantes devem ser instaladas em regiões
abrigadas de um reservatório, entretanto através da metodologia proposta, podemos
verificar a velocidade das correntes e a predominância de circulação hidrodinâmica
capaz de manter níveis limnológicos satisfatórios para indicação do processo produtivo
e a avaliação da massa de água que passa pelas gaiolas sem comprometer a estrutura das
mesmas.
A inevitável interferência do vento na superfície da lâmina de água do reservatório onde
as gaiolas estão flutuando, interfere nesta circulação e possibilita o transporte de
metabólicos como fezes e partículas de ração não consumidas que passam pelas telas.
Utilizando o modelo de geração de ondas, as Figuras 30, 31e 32 ilustram, a seguir, as
isolinhas correspondentes as alturas das ondas nas simulações realizadas em 7, 14 e 28
dias, respectivamente para o mês de fevereiro de 2008 - estiagem.
98
Figura 30. Padrão de altura de ondas médias em situação de estiagem, com ventos de S
e SE, no mês de Fevereiro de 2008, no instante do dia 7 as 10h00min.
99
Figura 31. Padrão de altura de ondas médias em situação de estiagem, com ventos de S
e SE, no mês de Fevereiro de 2008, no instante do dia 14 as 16h00min.
100
Na Figura 32 representa-se o comportamento da altura das ondas, no vigésimo oitavo
dia de simulação na região da piscicultura em licenciamento. O modelo permite aferir
estas condições em qualquer ponto do reservatório.
Figura 32. Padrão de altura de ondas médias em situação de estiagem, com ventos de S
e SE, no mês de Fevereiro de 2008, no instante do dia 28 as 08h00min.
101
O modelo computacional utilizado possibilitam análises locais e respectivos
detalhamentos que podem ser verificados nas Figuras 33 e 34 que ilustram as condições
de alturas de ondas no décimo quarto e vigésimo oitavo dia do mês de fevereiro de 2008
– estiagem.
Figura 33. Detalhes locacionais da Fonte 14, piscicultura em licenciamento, do padrão
de altura de ondas médias em situação de estiagem, com ventos de S e SE, no mês de
Fevereiro de 2008, no instante do dia 14 as 16h00min.
102
Figura 34. Detalhes locacionais da Fonte 14, piscicultura em licenciamento, do padrão
de altura de ondas médias em situação de estiagem, com ventos de S e SE, no mês de
Fevereiro de 2008, no instante do dia 28 as 08h00min.
7.1.2 - CORRENTES
As Figuras 35 e 36 ilustram detalhes dos mês de fevereiro de 2007, vazões elevadas e
2008 estiagem, no décimo quarto dia de simulação para a Fonte 14, da piscicultura em
processo de licenciamento.
103
Figura 35. Detalhe do padrão de correntes médias na vertical (2DH) da Fonte 14, para o
mês de Fevereiro de 2007, no instante do dia 14 as 18h00min.
Figura 36. Detalhe do padrão de correntes médias na vertical (2DH) da Fonte 14, para o
mês de Fevereiro de 2008, no instante do dia 14 as 13h00min.
Como as gaiolas flutuantes apresentam geralmente dois metros de profundidade,
podemos constatar uma similaridade do comportamento hidrodinâmico em todas as
fontes estudadas dos valores observados pelas correntes geradas pela ação do vento na
104
camada superficial, com declínios consideráveis em 1 e 2 metros de profundidade,
expostas nas Figuras 37, 38 e 39, que correspondem às ocorrências na Fonte 14, que foi
adotada como exemplo, para o mês de fevereiro de 2008.
Figura 37. Velocidades das correntes, em m/s, nos padrões de circulação hidrodinâmica
do reservatório de Moxotó, em fevereiro de 2008, na superfície, em 28 dias de
simulação na Fonte 14.
105
Figura 38 - Velocidades das correntes nos padrões de circulação hidrodinâmica do
reservatório de Moxotó, no mês de fevereiro de 2008, em 1 metro de coluna de água, no
mesmo período de simulação.
Figura 39 - Velocidades das correntes nos padrões de circulação hidrodinâmica do
reservatório de Moxotó, em fevereiro de 2008, em 2 metros de coluna de água, na Fonte
14.
106
7.1.3. TAXA DE RENOVAÇÃO
Uma aplicação importante para avaliação de capacidade de suporte, é a taxa de
renovação deste corpo hídrico em função das vazões estabelecidas. No caso do
reservatório de Moxotó, com os hidrogramas utilizados para os meses de fevereiro de
2007 e 2008, as Figuras 40, 41, 42 e 43 demonstram as taxas de renovação obtidas em
14 e 28 dias de simulação.
Figura 40. Taxa de renovação do reservatório de Moxotó, para o mês de fevereiro de
2007 no instante do dia 14 as 13h00min.
107
Figura 41. Taxa de renovação do reservatório de Moxotó, para o mês de fevereiro de
2007 no instante do dia 28 as 16h00min.
108
Figura 42. Taxa de renovação do reservatório de Moxotó, para o mês de fevereiro de
2008 no instante do dia 14 as 16h00min.
109
Figura 43. Taxa de renovação do reservatório de Moxotó, para o mês de fevereiro de
2008 no instante do dia 28 as 10h00min.
110
7.2. CARACTERIZAÇÕES DAS PLUMAS CONTAMINANTES E
PARTÍCULAS DE FÓSFORO
Estabelecemos uma escala indicando, em vermelho, as isolinhas dos padrões
estabelecidos pelo CONAMA nº 357, de 17 de março de 2005, Tabela II, categoria das
águas de Classe I – Padrões para corpos de água onde haja pesca ou cultivo de
organismos aquáticos para fins de consumo intensivo – Artigo 15, Inciso IX, letra b, que
estabelece valor máximo de 0.05 mg/l para ambientes com tempo de detenção entre 2 e
40 dias de fósforo total.
Inicialmente, para verificação da metodologia proposta, as Figuras 44 e 45, ilustram as
caracterizações das partículas lançadas e absorvidas em 5 dias de simulação das plumas
contaminantes e os valores das isolinhas de concentração de fósforo total em mg/l, em
função das vazões estimadas em m³/s lançadas no reservatório de Moxotó, provenientes
do Reservatório de Itaparica e das cidades de Paulo Afonso e Glória no estado da Bahia,
e Jatobá, em Pernambuco, para o mês de fevereiro de 2008 em 5 e 28 dias de simulação,
não levando em consideração as vazões estimadas das pisciculturas instaladas ou em
processo de licenciamento.
111
Figura 44. Caracterizações das partículas lançadas e absorvidas de fósforo total no
reservatório de Moxotó, provenientes do reservatório de Itaparica e das cidades citadas
anteriormente, para o mês de fevereiro de 2008, no instante do dia 5 dias as 10h00min.
112
Figura 45. Caracterizações das plumas contaminantes e os valores das isolinhas de
concentração de fósforo total em mg/l, no reservatório de Moxotó, oriundas do
Reservatório de Itaparica e cidades, para o mês de fevereiro de 2008, em 28 dias de
simulação.
113
Em continuidade aos resultados obtidos, a Figura 46 ilustra as partículas lançadas e
absorvidas de fósforo total no reservatório de Moxotó, provenientes de treze fontes
prescritas na Tabela 4, excluindo a piscicultura em licenciamento, para o mês de
fevereiro de 2008, em 5 dias de simulação.
Figura 46. Partículas lançadas e absorvidas de fósforo total no reservatório de Moxotó,
provenientes das treze fontes prescritas na Tabela 4, para o mês de fevereiro de 2008, no
instante do dia 5 as 15h00min.
114
Figura 47. Valores das isolinhas de concentração de fósforo total em mg/l, no
reservatório de Moxotó, oriundas das treze fontes expostas na Tabela 4, para o mês de
fevereiro de 2008, em 28 dias de simulação.
115
O modelo computacional utilizado pela metodologia proposta oferece a oportunidade de
caracterizar individualmente a piscicultura em processo de licenciamento. Isto pode ser
verificado nas Figuras 48 e 49.
Figura 48. Partículas lançadas e absorvidas de fósforo total no reservatório de Moxotó,
proveniente da Fonte 14, prescritas na Tabela 4, para o mês de fevereiro de 2008, no
instante do dia 5 as 14h00min .
116
A Figura 49 representa os valores das isolinhas de concentração de fósforo total em
mg/l, especificamente da Fonte 14, piscicultura em processo de licenciamento,
caracterizando sua influência no reservatório para o mês de fevereiro de 2008, em 28
dias de simulação.
Figura 49. Valores das isolinhas de concentração de fósforo total em mg/l,
especificamente da Fonte 14, e sua influência no reservatório de Moxotó.
Configurando a importância do processo hidrodinâmico na metodologia em estudo,
utilizando o hidrograma de vazões do mês de fevereiro de 2007 no reservatório de
117
Moxotó e mantendo as mesmas vazões efluentes de fósforo para as Fontes consideradas,
a Figura 50 ilustra das plumas contaminantes e os valores das isolinhas de concentração
de fósforo total em mg/l.
Figura 50. Configura os valores das isolinhas de concentração de fósforo total em mg/l,
no reservatório de Moxotó, incluindo a Fonte 14 para o mês de fevereiro de 2007, em
28 dias de simulação, conforme vazões estipuladas na Tabela 4.
Simulando uma condição de redução de 80% da vazão de fósforo do reservatório de
Itaparica, representada pela Fonte 1, Tabela 4, a Figura 44 representa os valores das
118
isolinhas de concentrações de fósforo em mg/l, no reservatório de Moxotó, para o mês
de fevereiro de 2008, no mesmo período já definido anteriormente.
Figura 51. Isolinhas de concentração de fósforo total em mg/l, no reservatório de Moxotó, com
redução de 80% da vazão de fósforo do reservatório de Itaparica para o mês de fevereiro de
2008, em 28 dias de simulação, conforme vazões estipuladas na Tabela 4.
No próximo Capitulo contribuímos com considerações e recomendações para gestão dos
cultivos em reservatórios.
119
8. CONSIDERAÇÕES E RECOMENDAÇÕES FINAIS
Antes de quaisquer considerações ou recomendações das medidas necessárias para a
redução dos impactos negativos da atividade, é de fundamental importância para os
aquicultores que a qualidade de água dos ambientes de cultivo seja a melhor possível,
tanto pelos aspectos tecnológicos como pela qualidade final do peixe engordado.
Atualmente, no caso da tilápia e, futuramente, de outras espécies, ambientes
eutrofizados interferem drasticamente no paladar da carne do pescado produzido.
8.1 SOBRE A GESTÃO ECO-PRODUTIVA DE EMPREENDIMENTOS
AQUÍCOLAS EM RESERVATÓRIOS
Em relação à gestão eco sustentável de empreendimentos aquícolas em reservatórios, a
aquicultura intensiva nestes corpos hídricos deve ser conduzida de forma planejada e
gerenciada com critérios técnicos, científicos, econômicos e ecológicos. Esta gestão
deve ser balizada, inicialmente, a partir da escolha do local adequado para a
implantação do empreendimento e pelas diretrizes legais. A eficiência do planejamento
técnico e, consequentemente, os níveis de eco produtividade alcançados, vão depender
principalmente do manejo da criação, garantindo o desenvolvimento sustentável da
atividade e o uso múltiplo do recurso hídrico.
Monitoramentos periódicos e pesquisas limnológicas básicas são de fundamental
importância. Esses levantamentos devem visar, principalmente, o estudo da estrutura de
produção, função e padrão de variação dos principais parâmetros ambientais que têm
influência direta sobre a dinâmica do sistema e que possam ser afetados após a
implantação das unidades de cultivo, através de seus resíduos e metabólitos.
Usualmente, um dos critérios adotados para uma autorização do início das atividades
produtivas é a limitação numérica de instalação de gaiolas, sem a definição de seus
volumes, sob a justificativa de treinamentos iniciais de mão de obra e o estudo de
análises hidrobiológicas locais iniciais de possíveis impactos ambientais, sem levar em
conta o estado trófico do reservatório, o tempo de retenção e estudos hidrodinâmicos
deste corpo de água. Esta limitação inicial poderia ser estabelecida considerando tais
estudos.
120
Mesmo com possíveis definições de capacidade de suporte e rapidez das outorgas com
os processos em tramitação, é absolutamente fundamental a criação de um rigoroso
programa de monitoramento ambiental, obrigatoriamente para empreendimentos de
grande porte. Estes empreendimentos devem possuir equipes profissionais e estações
de medições dos principais parâmetros ambientais de água, dando suporte técnico às
entidades municipais, estaduais e federais, tanto nas áreas aquícolas quanto nas áreas do
entorno do empreendimento.
Esse monitoramento é que irá constatar se as estimativas da capacidade de suporte estão
efetivamente corretas. É igualmente importante que os dados desse monitoramento
sejam confrontados com os dados de outros tipos de monitoramento que são conduzidos
no reservatório, seja pela concessionária de energia elétrica, seja por universidades
púbicas ou privadas, bem como por outros centros de pesquisa ou agências do governo
estadual e federal. Essa comparação é muito importante para se constatar a abrangência
do impacto, ou seja, se trata de um pequeno foco de eutrofização (facilmente reversível)
ou se existe o impacto mais amplo (regional) e, portanto, mais difícil de ser controlado.
Ademais, o monitoramento deve ter uma regularidade compatível com o funcionamento
de cada compartimento da biota aquática investigada (plâncton, bentos, perifiton,
peixes, macrófitas, etc.) e deve abranger todas as diferentes porções da coluna de água.
O programa de monitoramento deve ser iniciado ainda na fase de instalação do
empreendimento e não deve sofrer solução de continuidade durante a fase de operação
do empreendimento. O monitoramento deve abranger, ainda, a qualidade da água, do
seston, dos sedimentos, as principais comunidades aquáticas, bem como a qualidade do
pescado cultivado e dos peixes do entorno do reservatório.
Em relação às diretrizes e recomendações técnicas para a estrutura produtiva de
empreendimentos instalados atualmente em reservatórios, uma das intervenções de
maior importância é da área de nutrição animal, fonte de fósforo, em que vários fatores
devem ser considerados para o sucesso da estratégia de alimentação com rações
balanceadas, tais como, características nutricionais da dieta formulada (quantidade e
qualidade dos ingredientes, digestibilidade, etc.), processos de fabricação (peletização a
frio, à pressão, ao vapor ou extrusão), características físicas da ração resultante
121
(tamanho do grão, cor, textura, estabilidade na água, etc.), manejo e armazenamento da
ração (tempo e condições de temperatura, umidade, sol e ventilação) e método de
alimentação empregado (fornecimento manual ou mecanizado, frequência e taxa de
alimentação).
É fundamental e urgente uma intervenção responsável junto às fábricas de rações
comerciais na busca de alternativas tecnológicas para a redução de fósforo nas
respectivas formulações ou uma completa absorção dos peixes cultivados, tendo em
vista que a metodologia de cultivo adotada em gaiolas flutuantes depende totalmente do
uso de ração, em virtude das altas taxas de estocagens de indivíduos por metro cúbico.
Outra intervenção fundamental é a normatização do volume das gaiolas flutuantes
empregadas em cultivos intensivos nos reservatórios para os empreendimentos a serem
implantados. Esta medida vai contribuir fortemente para a adequação do manejo
técnico, incluindo densidades de estocagens, avaliação qualitativa de rações comerciais
e, consequentemente, nas taxas de crescimento.
Não obstante a possibilidade de intervenção na área nutricional, o desenvolvimento da
genética na produção de sementes (alevinos), como ilustrado anteriormente, deve ser
igualmente observado. Esta ação reduziria as taxas de conversões, melhoraria a
assimilação da ração, elevaria a rentabilidade dos cultivos e, consequentemente, geraria
menor impacto ao ambiente.
A Figura 52 demonstra as dificuldades da qualidade dos insumos produtivos, ração e
alevinos, apresentando os dados zootécnicos reais de cultivos no reservatório de
Moxotó, obtidos de planilhas de controle de produção em um empreendimento instalado
e em operação, utilizados também para formação dos dados apresentados nas Tabelas 5
e 6.
122
Figura 52. Dados zootécnicos de cultivos de tilápia no reservatório de Moxotó –
PE/AL/BA.
A definição das densidades de estocagem nas fases de cultivos vem sendo considerada
um dos pontos críticos do cultivo de tilápias em gaiolas flutuantes, existindo
informações discrepantes a respeito do número de peixes utilizados nos
empreendimentos aquícolas.
Concordando com EL-SAYED (2006), os efeitos da densidade de estocagem sobre o
crescimento e sobrevivência de tilápia em gaiolas flutuantes não têm recebido atenção
suficiente e poucos estudos têm sido realizados a este respeito, sendo que os resultados
foram inconclusivos.
Vale salientar que na piscicultura intensiva, a densidade na qual as espécies de peixes
podem ser estocadas é importante fator na determinação do custo de produção em
relação ao capital investido. Se a taxa de sobrevivência, o crescimento e a conversão
123
alimentar não sofrerem alterações, quanto maior a densidade de estocagem, menor será
o custo unitário de produção.
Outra evidência concreta no aspecto social é a inserção de pescadores profissionais, em
atividade nos reservatórios, nos empreendimentos aquícolas instalados ou em
implantação, evitando que estes possam entender a aquicultura como um fator
competitivo às suas atividades. Fundamenta-se esta iniciativa pela convivência destes
profissionais com o recurso hídrico, e que contribuiriam com suas experiências nas
atividades relacionadas ao manejo produtivo, em que deveriam ser treinados
periodicamente para futuras evoluções tecnológicas e consciência ecológica.
Concordando com VILAS BOAS (2006) e PRADO (2002), pode-se afirmar que o
manejo de um sistema aquático é uma tarefa árdua, em virtude da necessidade de se
obter o melhor proveito em curto prazo e preservá-lo ao longo do tempo. Logo, torna-se
imprescindível a busca de formas integradas para promover o equilíbrio entre a
qualidade ambiental e as atividades humanas dentro de uma perspectiva de
desenvolvimento sustentável.
8.2 SOBRE OS MODELOS DE CAPACIDADE DE SUPORTE
Logo depois de entrar em operação, os principais impactos causados pelas pisciculturas
intensivas em reservatórios devem surgir na qualidade da água do entorno e no meio
biótico, principalmente através das diferentes variáveis tradicionalmente usadas para se
medir a eutrofização.
A prevenção ou a mitigação desse impacto é, em grande parte, garantida pela correta
estimativa da capacidade de suporte do sistema. Entretanto, por mais criteriosa que
possa ser a estimativa da capacidade de suporte, os modelos atualmente em uso
pressupõem algumas hipóteses que podem, com o tempo, mostrarem-se equivocadas. A
mais importante delas é a pressuposição de que todo o sistema está limitado por fósforo
e não por nitrogênio ou carbono. Essa pressuposição sustenta-se em um considerável
embasamento de literatura científica, contudo, não se pode garantir, a priori, que ela
seja verdadeira.
124
Os modelos de avaliação da capacidade de suporte para aquicultura, atualmente
utilizados e apresentados neste estudo, vêm evoluindo e contribuindo significativamente
com a expansão e a legalidade – liberação de outorgas - da atividade em corpos
hídricos, principalmente em grandes reservatórios. Em geral, os diversos modelos
utilizados avaliam a capacidade de suporte com base na concentração de fósforo
admissível a ser adicionada no ambiente pelo empreendimento aquícola Pa,.
Entretanto, apesar de aprimoramentos, estes modelos consideram o corpo hídrico como
um todo, sem levar em consideração as particularidades hidrodinâmicas dos dendritos
onde serão implantados os empreendimentos, os aportes a montante das vazões
afluentes de fósforo oriundas de rios e cidades localizadas no entorno do reservatório.
Outra inconsistência é o da fração do aporte permissível de fósforo, oriundo do cultivo,
perdido para o sedimento utilizado por BEVERIDGE, que merece estudo aprofundado,
variando em função de características específicas do reservatório modelado.
Corroborando com DE BRITO (2008), a outorga por ser um instrumento de gestão dos
recursos hídricos, carece de avaliações precisas que a fundamente, por isso quaisquer
particularidades existentes entre um e outro método devem ser bem analisadas,
objetivando evitar erros grosseiros que possam comprometer a qualidade da agua do
ambiente.
Por outro lado, uma metodologia imprecisa pode concorrer para sub utilização deste
ambiente, prejudicando todo um potencial do desenvolvimento sustentável desta
atividade de importância econômica e social numa região carente como é o caso do
reservatório de Moxotó.
Utilizando-se dos dados das Tabelas 5 e 6, demonstra-se na Tabela 12 a metodologia de
ONO e KUBTIZA para avaliação da capacidade de suporte no reservatório de Moxotó.
Para a aplicação desta metodologia foram utilizados os dados zootécnicos que
resultaram na elaboração da Figura 52.
125
Tabela 10. Demonstrativo da Metodologia de ONO e KUBTIZA
METODOLOGIA DE ONO E KUBTIZA
Total peixes (Tp) = Volume gaiolax densidade 5000
Volume gaiola (m³) 20
Densidade (NP/m³) 250
Total peixes efetivo (Te) = (Tp x i) 1750
Sobrevivência (i) 35%
Biomasa gaiola (Bgaiola) = ( Te x Pm) / 1000 (kg) 1750
Te 1750
Peso médio (gramas) (Pm) 1000
Ração/dia (Rd) = (Bgaiola x TCA) / t 24
Biomasa (Bgaiola) 1750
Convesão alimentar (TCA) 2.5
Periodo Cultivo (t) 180
Tipo de Ração Ração-1 Ração-2 Ração-3 Ração-4
CP gaiola = ( Pe x Rd ) / 1000 1.5 1.0 0.5 0.2
P excretado (Pe) 60 40 20 7
Ração (Rd)/dia 24
CP gaiola: concentração de fósforo gerada por gaiola durante um dia de cultivo (Kg/gaiola/dia).
Veu* = (CPD/Cp) x Vgaiola (m³) 291667 194444 97222 34028
Concentração de fósforo gerada (CPD) 73 49 24 9
CP gaiola 0.9 0.7 0.5 0.2
Volume gaiola (m³) 20
CPD estabelecida (mg/m³) 0.005
*Veu (m³) Volume de água por gaiola para evitar eutrofização
Gaiolas outorgadas = (V/Veu)
Gaiolas outorgadas - Reservatório de Moxotó 3.608 5.413 10.825 30.930
Volume (m³) Moxotó 1.052.476.470
Veu (m³) 291.667 194.444 97.222 34.028
Constata-se nos resultados obtidos pela metodologia demonstrada na Tabela 12, a
importância da qualidade da ração utilizada no processo produtivo. A quantidade de
fósforo contida na sua composição está diretamente relacionada ao fósforo excretado,
interferindo na CP da gaiola e, consequentemente, necessitando de um volume maior
(Veu) para evitar a eutrofização, o que influencia diretamente no número de gaiolas que
podem ser introduzidas ou outorgadas no corpo hídrico em função do seu volume total.
126
Fazendo um comparativo da metodologia de ONO e KUBTIZA com as simulações
realizadas nesta pesquisa através da metodologia proposta de forma quantitativa de
gaiolas, apresentam-se os resultados na Tabela 13.
Tabela 11. Comparativo das metodologias de gaiolas outorgadas para 20 kg fósforo
excretado em 1.000 kg de ração.
Fósforo (P) excretado 20 kg em 1.000 kg de ração
Gaiolas outorgadas
Metodologia
ONO e KUBTIZA PROPOSTA Diferença
Reservatórios Gaiolas outorgadas
Reservatório de Moxotó 10.825 16.432 5.607
Através dos resultados obtidos na Tabela 13, o número de gaiolas outorgadas calculado
pela metodologia de ONO e KUBTIZA foi de 10.825 unidades para o Reservatório de
Moxotó. Enquanto que, na metodologia proposta, chega-se a 16.432 gaiolas para o
mesmo reservatório.
Vale salientar que na metodologia proposta foram incluídas as cargas de fósforo das
fezes e da ração ofertada para as simulações nos reservatórios citados. Analisando
especificamente o reservatório de Moxotó, além das cargas das gaiolas, foram
consideradas também as cargas provenientes do reservatório de Itaparica e das cidades
de Jatobá, Glória e Paulo Afonso, que não são consideradas na metodologia de ONO e
KUBTIZA. Em termos de produção de pescado, esta diferença de avaliação representa
uma redução de aproximadamente 20 mil toneladas anuais que o ambiente aquático
poderia produzir.
Sem considerar as vazões do reservatório de Itaparica e das cidades citadas
anteriormente, para fevereiro de 2008, o modelo proposto apresenta os resultados
obtidos e ilustrados na Figura 53, comprovando a necessidade de aprimoramentos dos
modelos atuais.
127
Figura 53. Isolinhas de concentração de fósforo total em mg/l no reservatório de Moxotó, sem
considerar as vazões do Reservatório de Itaparica e Cidades de Jatobá (PE), Glória e Paulo
Afonso (BA), para o mês de fevereiro de 2008, em 28 dias de simulação, conforme vazões
estipuladas na Tabela 4.
Constata-se, através da Figura 53, a influência da hidrodinâmica inserida na
metodologia proposta, através da modelagem computacional, o que gera resultados mais
128
consistentes e com margem de segurança ambiental, sem reduzir o potencial produtivo
do corpo hídrico.
A metodologia proposta tem como base o estudo aprofundado da hidrodinâmica do
corpo hídrico para a avaliação de capacidade de suporte para empreendimentos
aquícolas.
Sabe-se que a hidrodinâmica de um reservatório é suscetível a procedimentos
operacionais de regularização de vazões, dependendo das demandas energéticas ou por
aspectos pluviométricos.
Tais mudanças podem interferir no processo advectivo - difusivo do contaminante onde
estão as pisciculturas, ou seja, o modelo pode avaliar localmente o dendrito onde uma
piscicultura pode estar instalada ou um processo de liberação de outorga, podendo tal
modelo simular estas ocorrências e sua influência no processo em estudo.
Levando em consideração que modelos computacionais podem contribuir com
prognósticos para uma gestão ambiental mais eficiente, recomenda-se que sejam
desenvolvidas alternativas para implantação de estações limnológicas em reservatórios,
aferindo dados em tempo real e alimentando modelos computacionais para avaliações
seguras, objetivando a sustentabilidade da atividade que se apresenta economicamente
fundamental para a produção de pescado de alta qualidade no país.
A metodologia proposta, utilizando-se do modelo computacional, pode quantificar com
mais precisão, via modelo de qualidade de água, o quantitativo de gaiolas que podem
ser instaladas, em função da carga total de fósforo da piscicultura introduzida no
ambiente em função do arraçoamento e das fezes excretadas pelos peixes nas diversas
fases de engorda, dentro de um realismo operacional de produção, podendo inclusive
recomendar procedimentos operacionais de produção, objetivando a manutenção
qualitativa dos índices limnológicos do recurso aquático.
129
9. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
ABE, D.S. et al. (2000). O processo de eutrofização artificial na Represa do Lobo
(Itirapina-SP): condições atuais e perspectivas futuras. In: SEMINÁRIO
INTERNACIONAL REPRESA DO LOBO-BROA – 30 ANOS, São Carlos, 2000.
Resumos... São Carlos, IIE/CRHEA-USP/PPG-ERN-DEBE-UFSCar/IEA-USP, 26p.
AGOSTINHO, A. A. 1992. Manejo de recursos pesqueiros em reservatórios. In:, A. A.
Agostinho & E. Benedito-Cecílio (orgs.), Situação atual e perspectivas daictiologia no
Brasil. EDUEM, Maringá:106-121.
AGOSTINHO, A.A.; GOMES, L.C. & BINI, L.M. 1997. Ecologia de comunidades de
peixes da área de influência do reservatório de Segredo. Pp 97-111. In: A.A. Agostinho
& L.C. Gomes, (eds.), Reservatório de Segredo: bases ecológicas para o manejo.
EDUEM, Maringá. 387p.
AGOSTINHO, A.A.; GOMES, L.C. & PELECICE, F.M. 2007. Ecologia e manejo de
recursos pesqueiros em reservatórios do Brasil. EDUEM, Maringá. 501p.
ALEXANDRE FILHO. L., 2008. Desempenho produtivo e econômico da Tilápia do
nilo (O. niloticus) cultivada em tanques-rede nos períodos de inverno e verão, no rio do
Corvo-Paraná. Maringá - PR.
ALVES, R.C.P.; BACCARIN, A.L. 2005. Efeitos da produção de peixes em tanques-
rede sobre sedimentação de material em suspensão e de nutrientes no Córrego da
Arribada.
ANA , 2003. Agencia Nacional das Águas. Relatório Técnico do Vale do São
Francisco. Brasilia – DF.
ANDREOLI, C. & CARNEIRO, C. 2005. Gestão Integrada de Mananciais de
Abastecimento Eutrofizados. Curitiba: Sanepar
130
ANGELINI, R. 2000. Avaliação da capacidade suporte da Represa do Broa para a
colocação de tanques-redes. Anais do Seminário Internacional “Represa do Lobo 30
anos”. 17 pp.
ANNEVILLE,O.;GINOT,V.; ANGELI, N. 2002. Restoration of Lake Geneva:
Expected versus observed responses of phytoplankton to decreases in phosphorus.
Lakes & Reservoirs: Research and Management, 7: 67-80.
ARARIPE, M. de N. SEGUNDO. L.F.F., LOPES J. B., ARARIPE, H. G. de A. 2006.
Efeito do Cultivo de Peixes em Tanques Rede sobre o Aporte de Fósforo para o
Ambiente.
ARAUJO, S. C. S. Modelos de Simulação Baseados em Raciocínio Qualitativo para
Avaliação da Qualidade da Água em Bacias Hidrográficas. Tese de Doutorado,
Programa de Pós-Graduação em Ecologia, UNB, 2007.
ARCEIVALA, S.J., 1981, Wastewater treatment and disposal. Marcel Dekker, New
York.
ASSAD, L.T.; BURSZIYN, M. Aquicultura sustentável . In: VALENTI, W.C.; POLI, C.R.;
FEREIRA, J.A.; BORGHETTI, J.R. (Ed.). Aquicultura no Brasil: bases para um
desenvolvimento sustentável. Brasília, DF: CNPq: Ministério de Ciência e Tecnologia,
2000. cap. 1, p.33-72.
ASSAD, L.T. Uma visão de futuro: aquicultura e pesca no Brasil. Aquicultura e Pesca,
v.1,p.30, 2004.
BARICA, J. 1990. Seasonal variability of N:P ratios in eutrophic lakes. Hydrobiol. 191:
97-103.
BAXTER, R.M. 1977. Environmental effects of dams and impoundments. Annual
Review of Ecology and Systematics,8: 255-283.
131
BENNION, H.et al. 2005. The use of a GIS-based inventory to provide a national
assessment of standing waters at risk from eutrophication in Great Britain. Science and
the Total Environment, v. 344,p. 259 – 273.
BEVERIDGE, M. C. M. 1984. Cage and Pen Fish Farming. Carrying Capacity Models
and Environmental Impacts. FAO Fisheries Technical Paper 255: 1:133.
BEVERIDGE, M.C.M. 1987. Cage aquaculture. Oxford: Fishing News Books, 351p.
BEVERIDGE, M.C.M. 2004.Cage aquaculture. Fishing News Books 3rd ed. Oxford:
Blackwell Publishing, 368p.
BONAL, J. Lesacteursetleursstratégiesvis-a-vis des
ressourcesnaturelles:réflexionméthodologique. FAO, 1997.
BOSCOLO, W.R.; HAYASHI, C.; SOARES, C.M; FURUYA, W.M.; MEURER, F.
2004.Desempenho e características de carcaça de machos revertidos de tilápias do Nilo
(Oreochromisniloticus), linhagens tailandesa e comum, nas fases inicial e de
crescimento.Revista Brasileira de Zootecnia, Viçosa v. 30, n.5, p. 1391-1396.
BOWIE, G. L.; MILLS, W. B.; PORCELLA, D. B.; CAMPBELL, C. L.;
PAGENKOPF, J. R.; RUPP, G. L.; JOHNSON, K. M.; CHAN, P. W. H.; GHERINI, S.
A. Rates, constants, and kinetics formulations in surface water quality modeling.
Athens, Georgia: U.S. Environmental ProtectionAgency. 1985.
BOYD, C.E.1995.Bottom soils, sediment and pond aquaculture. New York: British
Library, p. 87-94.
BRAGA, B.; HESPANHOL, I.; CONEJO, J. G. L.; BARROS, M. T. L. de VERAS,
M.S. Jr.; PORTO, M. F. do A.; NUCCI, N. L. R.; JULIANO, N. M. de A.; EIGER, S.
Introdução à Engenharia Ambiental. São Paulo: Prentice Hall. 2002.
132
BUDWEG, F.M.G. 1972. As Reações Ecológicas Provocadas pelo Represamento de
Rios.In: Seminário Nacional de Grandes Barragens, 8, São Paulo, Anais...1972,25p.(
Tema 2)
BUNDING, S. W. 2001. Appropriation of environmental goods and services by
aquaculture: a reassessment employing the ecological footprint methodology and
implications for horizontal integration. AquacultureResearch32: 605-609.
CARDOSO, E.L.; FERREIRA, R.M.A.; PEREIRA, T.A.; CARDOSO, M.M.F.2005.
Cultivo de peixes em tanques-rede: EPAMIG/IEF. In: CARDOSO, E. L e FERREIRA,
R.M.A (Editores). Cultivo de peixes em tanques-rede: desafios e oportunidades para o
desenvolvimento sustentável. EPAMIG, Minas Gerais. p.9-22.
CAMPOS, J.N.B. STURDART, T. 2001. Gestão das águas: princípios e práticas. Porto
Alegre: ABRH, 2001. 107.
CARVALHO, D. P.; SPECIAN, V.; MENDONÇA, J. C.; DEBASTIANE, W. G.;
SANCHES, P. S.; SILVA, M. B. da; KOTAS, J. E.; MASCARO, S. A.
(2000).“Caracterização dos aspectos físicos e degradação ambiental na bacia do
reservatório do Lobo (Ribeirão Lobo)” in Recursos hidroenergéticos: usos, impactos e
planejamento integrado. Ed. RiMa, São Carlos.
CARROL, M. L., COCHRANE, S., FIELER, R., VELVIN, R. & WHITE, P. 2003.
Organic enrichment of sediments from salmon farming in Norway: environmental
factors, management practices, and monitoring techniques. Aquaculture,v. 226, p. 165-
180.
CAVERO, B. A. S. Densidade de estocagem de juvenis de pirarucu, Arapaima gigas
(Cuvier, 1829) em tanques- rede de pequeno volume. 2002. 51 f. Dissertação (Mestrado
em Biologia de Água Doce e Pesca Interior) - Instituto Nacional de Pesquisas da
Amazônia/Fundação Universidade do Amazonas, Manaus, 2002.
CHAPRA, S. C. Surface water-quality modeling. New York: McGraw-Hill. 1997.
133
CHO, C.Y.; BUREAU, D.P. A review of diet formulation strategies and feeding
systems to reduce excretory and feed wastes in aquaculture. Aquaculture Research, v.
32 (Suppl. 1), p. 349-360, 2001.
CLETO FILHO, S. E. N. 2006. O clima e a vida no ambiente aquático. Revista Ciência
Hoje, v.38, n.224.p.62-65.
COCHE, A.G. Cage cultureoftilapias. In: PULLIN, R.S.V.; LOWE McCONNEL,R.H.
(Ed.).Biology and Culture of Tilapias. Philippines: International Center for Living
Aquatic Resources Management,1982. cap3, p. 205–246.
COLT, J., MONTGOMERY, J.M. Aquaculture production systems. Journal of Animal
Science, v.69, p.4183-4192, 1991.
CONTE, Luciane. Produtividade e economicidade da tilapicultura em gaiolas na
região sudoeste do Estado de São Paulo. Dissertação de Mestrado - Escola Superior de
Agricultura Luiz de Queiroz, Piracicaba, 2002.73p.
COSTELLO, M. J.; COLLIER, L.; DOWSE, J.; QUIGLEY, D. Long-term
environmental monitoring shows no impact from salmon cage farming in Lough Allen,
an Irish fresh-water lake. Proceedings of the Royal Fish Academy,2004. Disponível em:
<http://www.ria.ie/pubications/journals/ProcBI/2004/PB104I1/pdf/104B102.htm .
Acesso em 25 de janeiro de 2006.
CRUZ, H. C.; FABRIZY, N. L. P. 1995. Impactos Ambientais de Reservatórios e
Perspectivas de Uso Múltiplo. Revista Brasileira de Energia, v. 4, n. 1.
DAROLT, M.R. As dimensões da sustentabilidade: um estudo da agricultura orgânica
na região metropolitana de Curitiba. 2000. 310p. Tese (Doutorado em Meio Ambiente e
Desenvolvimento) - Universidade Federal do Paraná, Curitiba.
DEAN, W. 2004. A ferro e fogo: a história da devastação da Mata Atlântica brasileira.
5ª reimpressão. São Paulo: Companhia da Letras, 484 p.
134
DE JORGE, F.N. Mecanismos dos escorregamentos em encostas marginais de
reservatórios. São Carlos, 1984.146 p. Tese (Dissertação de Mestrado em Geotecnia) –
Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo.
DE MAGALHÃES, L. P.C. Modelo Integrado para Simulação de Sistemas Hídricos.
[Rio de Janeiro] 2005
DIAZ, M.M.; TEMPORETTI, P.F.; PEDROZO, F.L. Response of phytoplankton to
enrichment from cage fish farm waste in Alicura Reservoir (Patagônia, Argentina).
Lakes & Reservoirs: Reseacher and Management, [S.l.], v. 6, [S.n.], p.151-158, 2001.
DINIZ, C. R.; CEBALLOS, B. S. O.; BARBOSA, J. E. L.; KONIG, A.; PEDROZA, A.
S. 2004. Diurnal rhythms and vertical of variable limnologicals, in a dry and rain season
at the Epitácio Pessoa reservoir of Paraíba, Brazil. In: SIMPOSIO INTERNAZIONALE
DI ENGEGNARIA SANITARIA AMBIENTALE 2004, Taormina – Itália.
Anais…Taormina – Itália: ANDIS,. CD-ROM.
DILLON, P. J. & F.H. RIGLER.1974. A test of a simple nutrient budget model
predicting the phosphorus concentration in lake water. J. Fish. Res. Bd. Can. 31: 1771-
1778.
ECHE, LMF. 2008. Cultivo de peixes em tanques-rede: efeito sobre a energia e a
estrutura trófica em ambientes aquáticos. Universidade Estadual de Maringá - UEM,
Maringá. 2008. Mestrado em Ecologia de Ecossistemas Aquáticos Continentais.
EDINGER, J. E., BRADY, D. K. and GEYER, J. C. 1968. The Response of Water
Temperature to Meteorological Conditions, Water Res. 4:1137-1143. Citado por
Thomann and Muller,1987.
EL-SAYED, A.- F.M. 2006.Intensive Culture. In: Abdel-Fattah M. El-Sayed (Ed.)
Tilapia Culture, London, Cap.5, p.70-94,.
ESTEVES, F.A. Fundamentos de Limnologia. Rio de Janeiro: Interciência, 1998.
135
FAINZILBER, A. 1981. Impactos Geográficos, Econômico e Ecológico Causados pelas
Grandes Barragens, In :Reunião Sobre Ecologia e Proteção de Águas Continentais, São
Paulo, Anais...1981, p. 79-92.
FAO. Code of Conduct for Responsible Fisheries. Rome, 1995. 41 p.
FAO. Fisheries and aquaculture information and statistic service: 2007: aquaculture
production: 1950–2006: FISHSTAT Plus: universal software for fishery statistical time
series. Disponível em: <http://www.fao.org/fi/statist/FISOFT/FISHPLUS.asp> Acesso
em:20 jul. 2007.
FOY, R.H.; ROSELL, R. Loadings of nitrogen and phosphorus from a Northern Ireland
fish farm. Aquaculture, v. 96, n. 1, p. 17-30, 1991.
FUENTES, J. S. El fósforo, parâmetrocritica de calidad de águatécnicasanalíticas y de
muestreoin: XXVII CongressoInteramericano de EngenhariaSanitária e Ambiental.
Fortaleza, 2000.
HAAKANSONENETAL, L.; ERVIK, A.; MAKINEN, T.; MOLLER, B. Basic
concepts concerning assessment of environmental effects of marine fish farms.
Copenhagen: Nordic Council of Ministers, 1988.
HAKANSON, L. & PETERS, R.H. 1995.Predictive Limnology. Methods
forPredictiveModelling. SPB Academic Publishing.Amsterdã. 460pp.
HAYASHI, C., BOSCOLO, WR., SOARES, CM., BOSCOLO, VR. & GALDIOLI,
EM. 1999. Uso de diferentes graus de moagem dos ingredientes em dietas para a tilápia
do Nilo (Oreochromisniloticus L.) na fase de crescimento. Acta Sci., v. 21, no. 3, p.
733-737.
HERMES-SILVA, S., SARDÃO, BTN., SANTAMARIA, F., NUÑER, APO. &
ZANIBONI-FILHO, E. 2004. Dinâmica do zooplâncton em uma área do Reservatório
de Machadinho sob influência de cultivo em tanques-rede, rio Uruguai, Brasil. In: Anais
136
do Simpósio: Ecologia de Reservatórios - Impactos Potenciais, Ações de Manejo e
Sistemas em Cascata. Avaré,71 p.
IBGE – Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística. 2008. CensoDemográfico.
Disponível em: <http://www.sidra.ibge.gov.br/bda/popul/default.asp?z=t&o=21&i=P>
Acesso em 2008
INTERNATIONAL ENVIRONMENTAL TECHNOLOGY CENTRE-IETC (2001).
Planejamento e gerenciamento de lagos e reservatórios: uma abordagem integrada ao
problema da eutrofização, 385p. Trad. por Dino Vanucci (Technicalpublication series,
v.11.)
JORGENSEN, S. E.; VOLLENWEIDER, R. A. (eds.). 2000.Diretrizes para o
gerenciamento de lagos – Princípios para o gerenciamento de lagos – Vol. 1 – SãoCarlos,
International Lake Environment Comittee – ILEC/ International Institute of Ecology – IIE /
United Nations Environment Programme – UNEP, (Tradução:Dino Vannuci) ISBN:
858741803-3.
KALE, E. 2000. Estudo experimental na Baía de Sepetiba para obtenção de dados de
velocidade em águas costeiras para a utilização na calibração e validação de resultados
de métodos computacionais. Dissertação de Mestrado – Fundação Oswaldo Cruz.
KAUTSKY, N.; H. BERG; C. FOLKE & J. LARSSON.1997. Ecological footprint
forassessment for resource use and development limitations in shrimp and
tilapiaaquaculture. AquacultureResearch28: 753-766.
KELLY, LA. 1993. Release rates and biological availability of phosphorus released
from sediments receiving aquaculture wastes. Hydrobiologia, v. 253, p. 367-372.
KUTTI, T. 2008. A aqüicultura estimulando a vida animal. Pan. Aqüicult.,v. 18, p. 18-
19.
137
LINK, V. R.; ROSA, S. L. da. (2000). Plano diretor de uso de reservatórios de
aproveitamentos hidráulicos e seus entornos.
LIMA e SOUZA, 2006. ESTUDO DE IMPACTOS SOCIAIS, ECONÔMICOS E
AMBIENTAIS, OCASIONADOS PELA PISCICULTURA EM TANQUES-REDE NA
REGIÃO DE PAULO AFONSO-BA.
MAGALHÃES FILHO,J.C.1978. Os Reservatórios de Água para Hidreletricidade e as
Alterações no meio Ambiente, In: Encontro Nacional de Geógrafos, 3,Fortaleza,1978.
Anais...Fortaleza, Associação dos Geógrafos Brasileiros, v.3,p. 93-97.
MARGALEF, R. 1983. Limnología. Ed. Omega.Barcelona.
MARTINS C. R.; PORTO. M. 2006.Agricultura, Gestão dos Recursos Hídricos e
Desenvolvimento Rural: A convergência Necessária. In: FELICIDADE, N.;
MARTINS, R. C.; LEME, A. A. (Org.) Uso e Gestão dos Recursos Hídricos no Brasil.
São Carlos: Rima.
MENEZES, LCB. & BEYRUTH, Z. 2003. Impactos da aqüicultura em tanques-rede
sobre a comunidade bentônica de Guarapiranga - São Paulo - SP. Bol. Inst. Pesca, v. 29,
no. 1, p. 77-86.
MELO. J. 2004. Monitoramento da qualidade da água em reservatórios de múltiplos
usos: O CASO DO RESERVATÓRIO DE ITAPARICA, PE/BA, BRASIL.
MELLO, L. F. de. 2005. Orçamento participativo e agenda 21 local: uma proposta
ambiental estratégica para Campinas – SP. Campinas. UNICAMP, (Biblioteca Virtual da
Unicamp).
MENDONÇA, A. S. F. (2002). Desenvolvimento de sistema de suporte à decisão para
subsídio à outorga de uso de água de rios, lagos e reservatórios considerando fontes
pontuais e difusas.
138
MERICAN, Z.O.; PHILLIP, M.J. 1985.Solid waste production from rainbow trout
Salmo gairgneri cage culture. Aquaculture and Fisheries Management, v. 1, p. 55-69.
NACA/FAO, 2000. Aquaculture Development Beyond 2000: The Bangkok Declaration
and Strategy. Conference on Aquaculture in the Third Millennium, 20-25 February
2000, Bangkok, Thailand. NACA, Bangkok and FAO, Rome. 27p.
NOGUEIRA, M.G.; HENRY, R; JORCIN, A. (org). 2005. Ecologia de Reservatórios:
impactos potenciais, ações de manejo e sistemas em cascata. São Carlos: Rima Editora,
p. 299-347.
ONO, E. A.; KUBITZA, F. Cultivo de peixes em tanques-rede. 3ªed. Jundiaí: Eduardo
A. Ono, 2003. 112p.
ORSI, M.L.; AGOSTINHO. A.A. 1999. Introdução de espécies por escapos acidentais
de tanques de cultivos em rios da bacia do rio Paraná. Brasil. Revista Brasileira de
Zoologia, v. 16; p. 557-560.
PEARSON, T.H.; GOWEN, R.J. 1990.Impact of caged farming on the marine
environment.In: OLIVER, P.
PENCZAK, T.; LEK, S.; GODINHO, F.; AGOSTINHO, A. A. Patterns of fish
assemblages in tropical streamlets using SOM algorithm and conventional statistical
methods. Ecohydrology & Hydrobiology, v. 4, no.2, p.139-146, 2004.
PEREZ, M.T.; ROBLEDILLO, J.M.M. Piscicultura en jaulas flotantes. Madrid: Hojas
Divulgadoras, 1989. 24p.
PEREZ, J. La acuicultura y la conservación de la biodiversid. Interciencia, v.21, n.3, p.
154-157, 1996.
PIRES DO RIO G.A.; MOURA V.P.; SALES A.V.S. 2007. GESTÃO DE RECURSOS
HÍDRICOS: ASPECTOS METODOLÓGICOS.
139
PHILLIPS, M.J.; BEVERIDGE, M.C.M.; ROSS, L.G. 1985. The environmental impact
of salmonid cage culture on inland fisheries: present status and future trends. Journal of
Fisheries Biology, v. 27 (Suppl. A), p. 123-127.
RAMOS, I.P., VIDOTTO-MAGNONI, AP. & CARVALHO, E.D. 2008. Influence of
cage fish farming on the diet of dominant fish species of a Brazilian reservoir (Tietê
River, High Paraná River basin).Acta Limnol. Bras., v. 20, n. 3, p. 245-252.
RAMOS, IP. 2009. Aspectos da biologia populacional de Pimelodusmaculatus
(Teleostei: Siluriformes), sob influência de sistemas de pisciculturas em tanques-rede.
Universidade Estadual Paulista - UNESP, Botucatu. Mestrado em Zoologia.
ROSMAN, P. C. C. (Ed.) 2011. Referência Técnica do SisBaHiA®,
www.sisbahia.coppe.ufrj.br .
SALAS, H. J. & MARTINO, P. 1991. Metodologias simplificadas para la evaluacion de
eutroficacion en lagos calidos tropicales. Programa Regional
USEPA – United States Environmental Protection Agency. 1971. Methods of chemical
analysis for water and wates. Cincinnati: USEPA.
SILVA, A.L.N. da; SIQUEIRA, A. T. 2006. Piscicultura em tanques-rede: princípios
básicos. Recife: SUDENE: UFRPE- Imprensa Universitária, 72p.
SRH/MMA. 2000. Termos de referência para elaboração dos planos de recursos
hídricos (documento básico). Brasília. Disponível em: <www.mma.gov.br>.
SPERANDIO, L. M. Manejo nutricional e alimentar para peixes em tanques-rede:
noções gerais. 2001. Disponível em: http://www.abrappesq.com.br/materia3.htm.
Acesso em 24 de janeiro de 2006.
SPERLING, E. V. 1995 Avaliacao do Estado Trofico de Lagoas e Reservatorios
Tropicais. Revista Bio: Ano 2, No 3, p. 68 - 76. ABES. Rio de Janeiro.
140
STARLING, F.; ANGELINI, R.; PEREIRA, C.E. 2004. Definição da capacidade
suporte do Lago Paranoá (Brasília-DF) para recebimento de novos aportes externos de
fósforo da Bacia de Drenagem. Realtor encomendado a Cia.Energética do DF.
STRASKRABA, M.; TUNDISI, J. G. Guidelines of management: Reservoir water
quality management. Japão: International Lake Environment Committe Foundation–
ILEC. 1999.
STUDART, T.; CAMPOS, J. N. B. GESTÃO DAS ÁGUAS: PRINCÍPIOS E
PRÁTICAS. Porto Alegre: ABRH, 2001. 197 p.
SUZUKI, H. I., PAVANELLI, C. S., FUGI, R., BINI, L. M. & AGOSTINHO, A.
A.1997.Ictiofauna de quatro tributários do reservatório de Segredo. In: A. A. Agostinho
& L. C. Gomes (eds.), Reservatório de Segredo: bases ecológicaspara o manejo,
EDUEM, Maringá, :259-273.
STUMM, W. & MORGAN, J. J. Aquatic chemistry: Chemical equilibria andrates in
natural waters. 3 ed. New York : John Wiley & Sons, 1981. 1022p.
TACON, A.G.J.; HALWART, M. Cage aquaculture: a global overview. In M. Halwart,
D. Soto and J.R. Arthur (Editors). Cage aquaculture – Regional reviews and global
overview, pp. 1–16. FAO Fisheries Technical Paper. No. 498. Rome, FAO. 2007. 241p.
THOMANN, R. V.; MUELLER, J. A. Principles of surface water quality modeling and
control. New York: Harper Collins Publishers Inc. 1987.
TOVAR, A.; MORENO, C.; MANUEL-VEZ, M.P.; GARCIA-VARGAS, M.
Environmental implications of intensive marine aquaculture in earthen ponds. Marine
Pollution Bulletin, 2000. 40(11): 981-988.
TROELL, M. & H. BERG. 1997. Cage fish farming in the tropical Lake Kariba,
Zimbabwe: impact and biogeochemical changes in sediment. UNEP. 1999. Planning
and Management of Lakes and Reservoirs: an integrated approach to eutrophication.
141
Technical Publication Series 11. InternationalEnvironmental Technology Centre –
UNEP. 375 pp.
TUNDISI, J. G. 1987. “Ecologia, limnologia e aspectos socioeconômicos da
construção de hidrelétricas nos trópicos”. Encontro de Tropicologia, CNPq, Recife, 4,
pp. 47 - 85.
TUNDISI, J. G.; MATSUMURA-TUNDISI, T.; HENRY, R.; ROCHA, O. & HINO,
K.1988. Comparação do Estado Trófico de 23 Reservatórios do Estado de São Paulo:
Eutrofização e Manejo. In: TUNDISI, J. G. Ed. Limnologia e Manejo de Represas. São
Paulo, Academia de Ciências, , Vol. 1, p.165-203. (Série Monografias emLimnologia).
TUNDISI J.G, TUNDISI, T., CALIJURI M. C., 1993. “Limnologyand management
ofreservoirs in Brazil.” in: Straskraba, M., Tundisi, J.G.,Duncan, A. (eds.) Comparative
reservoir limnology andwater quality management. Dordrecht: Klumer academic. p. 25-
55.
TUNDISI, J.G.; MATSUMURA – TUNDISI. 1995. The Lobo – Broa Ecossystem
Research. Limnology in Brazil. Brazilian Academy of Sciences. Brazilian Limnological
Society. p. 199-243.
TUCCI, C. E. M. 1989. Hidrologia: ciência e aplicação. 3.ed. Porto Alegre : Editora da
UFRGS / ABRH, 943p.
VALENTI, W. C. 2000. Introdução. In:VALENTI, W. C.; POLI, C. R.; PEREIRA, J.
A.; BORGHETTI, J. R. (Ed.). Aqüicultura no Brasil: bases para umdesenvolvimento
sustentável. Brasília, DF: CNPq: Ministério da Ciência e Tecnologia. p. 25-32.
VILAS BOAS, C. L. 2004. O USO MÚLTIPLO DE RESERVATÓRIOS.
VOLLENWEIDER, R. A. 1968. Scientific fundamentals of the eutrophication of lakes
and flowing water with particular reference to nitrogen and phosphorus as factors in
eutrophication. Tech. Rep. DA5/SU/68-27. OECD, Paris. 250 pp.
142
VON SPERLING, M.1994. Introdução a Qualidade das Águas e ao Tratamento
deEsgotos. 2ª Ed. - Belo Horizonte: Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental;
Universidade Federal de Minas Gerais, 243p.
ZANIBONI, E. F.; NUNER, A.P. O.; GUERESCHI, R.M.; SILVA, S.H. Cultivo de
peixes em tanques-rede e impactos ambientais. Anais: Cultivo de Peixes em tanques-
rede: desafios e oportunidades para um desenvolvimento sustentável. Belo Horizonte:
EPAMIG, 2005. p.104.
WEITHMAN. A. S.; HAAS. A.S. 1982. Socio-economic value of the trout fishery in
lake Taneycomo. Missouri. Transacion of the American Fisheries Society, v. 111, p.
223-230.
WESTIN. F. F. 2007. Análise do Uso Turístico e a Gestão Integrada deReservatórios
HidrelétricosEstudo de caso da UHE Caconde – SP
WETZEL. K. G. 1990. Reservoir ecosystems: conclusions and speculations. In:
THORNTON. K. W.; KIMMEL. B. L.; PAYNE. F.E. (Eds). Reservoir limnology:
ecological perspectives. New York: John Wiley & Sons, Inc. p. 227-238
WU, RSS. 1995. The environmental impact of marine fish culture: towards a
sustainable future. Mar. Pollut. Bull.,v. 31, no. 4-12, p. 159-166.