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X SIMPÓSIO BRASILEIRO DE GEOGRAFIA FÍSICA APLICADA




 

A Razão Nitrogênio / Fósforo como um Instrumento para Avaliar a Degradação de Ecossistemas Aquáticos: Um Estudo de Caso na Lagoa Imboassica (Macaé, RJ)

 



 

Marotta, H. marotta@ufrj.br 1;
Enrich-Prast, A.2
Esteves, F. A. 2
&
Costa, A. J. S. T.

 



 

1 Lab. Hidrogeografia – Dep. Geografia – Inst. Geociências - Universidade do Estado do Rio de Janeiro

2 Lab. Limnologia – Dep. Ecologia – Inst. Biologia - Universidade Federal do Rio de Janeiro



 

Palavras – Chave: Razão Nitrogênio/Fósforo; Dragagem; Typha domingensis

Eixo 3: Aplicação da Geografia Física à Pesquisa
Sub-eixo 3.4: Propostas teóricas e metodológicas








Introdução

Atualmente, pode-se constatar que a influência antrópica já alcançou todos os ecossistemas da superfície terrestre (Vitousek et al., 1997). A urbanização, a silvicultura e a agricultura constituem apenas algumas das principais atividades humanas que mais alteram os ciclos biogeoquímicos. O excessivo aporte artificial de nutrientes em cursos d água pode estar fortemente correlacionado com a ocupação humana na bacia hidrográfica (Smith et al., 1999). Essa dinâmica pode resultar no processo de Eutrofização Artificial, que por sua vez causa prejuízos ecológicos, econômicos e sociais, especialmente relacionados ao comprometimento da qualidade da água, decréscimo da produtividade pesqueira e redução das inúmeras outras possibilidades de uso do ecossistema aquático pelos atores sociais.

As lagoas costeiras são comuns no litoral brasileiro, principalmente nos estados do Rio de Janeiro e Rio Grande do Sul. São corpos de águas rasas, normalmente orientados paralelos à costa, separados do mar aberto por uma barreira e conectados a este por um ou mais canais restritos (Phleger, 1969). Na medida em que as lagoas costeiras são ambientes lênticos de acumulação e apresentam localização privilegiada na costa, os efeitos antrópicos na bacia de drenagem acabam sendo maximizados cumulativamente nesses corpos hídricos, que possuem uma lenta taxa de renovação da água. O baixo curso fluvial, principalmente na interface com uma lagoa, também pode ser susceptível a diversos impactos em conseqüência de sua menor energia. Henry (2003) considerou como ecótono a zona adjacente à desembocadura de um rio em uma represa devido a peculiaridades, em relação ao curso fluvial e a represa, quanto às comunidades fitoplanctônica, zooplanctônica e de macrófitas aquáticas. Nesse sentido, em virtude da dificuldade de segregar pelo presente delineamento experimental o papel das macrófitas aquáticas, dos microorganismos e dos condicionantes físicos, entre os quais maior tempo de residência da água e taxa de deposição da matéria orgância no sedimento, foi denominado Sistema de Interface Rio/Lagoa (SIRLa) o compartimento geomorfológico e ecológico relacionado ao encontro entre o baixo curso fluvial e o corpo lagunar.

O processo de deposição de materiais orgânicos e inorgânicos nos corpos d`água, intensificado por presença de plantas aquáticas (Henry & Nogueira, 1999), diminuta energia de correnteza e baixa profundidade, promove um cenário propicio ao assoreamento gradual de parte do meio aquático (Wetzel, 2001). Essa dinâmica resulta na substituição de porção do corpo d água pelo ecossistema de alagadiço, ou seja, susceptível à inundação durante todo ou parte do ano (Kadlec & Knight, 1996). Em alagadiços caracterizados pelo fluxo d água subsuperficial e pela disponibilidade de nutrientes há predominância da macrófita aquática enraizada Typha domingensis PERS (Mitsh & Gosselink, 2000), pertencente a família Thyphaceae e cujo nome vulgar é taboa. De acordo com Kadlec & Knight (1996), os alagadiços apresentam grande valor econômico, pois constituem ecossistemas potenciais à depuração de nutrientes ou mesmo de matéria orgânica devido à ampla presença de plantas aquáticas e de organismos microbianos. Além disso, é amplamente discutido na literatura a potencialidade das macrófitas aquáticas em reter fisicamente materiais particulados e sedimentos, sejam inorgânicos ou não, segundo revisão de Pedralli & Teixeira (2003), e absorver metais pesados (Giesy & Geiger, 1996). Devido a essas propriedades, os alagadiços podem inclusive fazer parte de um sistema de tratamentos de efluentes domésticos (Wentz, 1987 e Esteves, 1998a) e minimizar os efeitos da degradação pelo excessivo aporte de nutrientes, principalmente quando se situam em sistemas de interface rio/lagoa, cujos canais fluviais contribuintes apresentem fontes antropogênicas de nutrientes.

A remoção de sedimentos orgânicos do fundo de corpos hídricos lênticos por meio de dragagem também pode ser uma importante alternativa para mitigação da degradação ecossistêmica, particularmente em ambientes rasos (Sabetich & Ferriero, 1997). No entanto, a dragagem de um SIRLa densamente colonizado por macrófitas aquáticas, também pode alterar as concentrações de nutrientes na coluna d água, especialmente fósforo (P) e nitrogênio (N). Essa resultante pode ocorrer tanto no baixo curso fluvial contribuinte quanto na lagoa, conseqüência da diminuição do tempo de residência e de depuração hídrica no SIRLa após a dragagem. O objetivo do presente estudo foi avaliar o papel de um SIRLa densamente colonizado por macrófitas aquáticas, principalmente Typha domingensis, em mitigar a degradação sanitária advinda do canal fluvial contribuinte. Foi testada a hipótese de que a dragagem de um SIRLa não precedida de medidas estruturais na bacia hidrográfica, como diminuição na vazão de efluentes não tratados e revegetação da mata ciliar, pode intensificar ao em vez de mitigar a degradação sanitária da lagoa pelo aumento das concentrações de N e P.

 

 

Material & Métodos

A) Área de Estudo

Na década de 1970, a PETROBRAS passou a operar na Baixada Campista (região Norte-Fluminense) com o intuito de extrair petróleo em águas profundas. A partir desse momento, o município de Macaé sofreu grande expansão econômica e demográfica, na qual seu distrito sede, ainda dependente da decadente economia açucareira, passou por um período de rápido crescimento, geralmente desordenado (Ramires, 1991), que ainda vigora nos dias atuais. Esse quadro gerou uma cidade onde a riqueza convive com a carência de infra-estruturas básicas, uma dinâmica evidente em bairros nobres e pobres.

Em relação aos aspectos físicos, embora não apresente uma estação seca muito rigorosa devido à proximidade com o litoral, o tipo climático do distrito sede de Macaé (região Norte Fluminense, estado do Rio de Janeiro) corresponde à designação Aw de Köppen, ao clima das savanas (Bernardes, 1952) e seu regime pluviométrico pode ser considerado tropical (Barbiere & Coe, 1999). As normais climatológicas do período entre 1961 e 1990 evidenciam uma temperatura mensal média mínima de 20,7 oC em Julho e máxima de 26,2 oC em Fevereiro bem como uma pluviosidade mensal média mínima de 38,2 mm em Agosto e máxima de 181,6 mm em Dezembro (INMET, 1992).

A lagoa Imboassica (figura I) localiza-se na zona nobre da cidade de Macaé, sendo a porção central de seu espelho d’ água limítrofe ao município de Rio das Ostras e seu entorno próximo ao SIRLa destinado ao uso industrial (Prefeitura de Macaé, 1999). A bacia de drenagem à lagoa costeira Imboassica possui área de 56,66 Km2 e seu principal canal fluvial contribuinte é o rio Imboassica (figura I), que é de 4a ordem segundo a hierarquização modificada por Strahler (1952) apud Cunha (1998). A extensão do rio Imboassica é de 13,95 Km, da qual 91,72 % encontram-se entre as cotas de 0 e 40 metros, uma característica de perfil longitudinal que reflete a baixa altitude da nascente, que não ultrapassa 100 metros e evidencia a referida bacia hidrográfica como de baixa amplitude altimétrica (Marotta et al., 2002).

De acordo com Esteves (1998a), o crescimento urbano desprovido de infraestrutura adequada, caracterizado por lançamento de esgoto in natura, desmatamento marginal dos canais contribuintes, aterros e queimadas de macrófitas aquáticas, é um problema que compromete de forma gradativa os diversos usos da lagoa Imboassica, principalmente devido à intensificação do assoreamento e da degradação sanitária.

 

Figura I: Localização geográfica da bacia hidrográfica da lagoa Imboassica.

 

 

B) Abordagem Experimental

Foram realizadas coletas mensais em quatro estações: 01 (rio Imboassica próximo à foz com a lagoa); 02 (lagoa em porção adjacente ao SIRLa); 03 (zona limnética) e 04 (lagoa em extremo oposto junto à praia) - Figura II.

 

Figura II: Estações de Coleta

 

No intuito de inferir o papel de uma dragagem em um SIRLa densamente colonizado por macrófitas aquáticas, principalmente Typha domingensis, foram quantificadas as concentrações de Nitrogênio Dissolvido Kjeldahl – [N] - e Fósforo Dissolvido [P], análises nas quais a amostra de água é previamente filtrada por meio de filtro GFC. Não foram consideradas pelo estudo as formas inorgânicas de N e P, amônia, nitrito, nitrato e ortofosfato, pois quando se tornam disponíveis no meio aquático são rapidamente assimiláveis pela biota (Esteves, 1998b), não proporcionado comparação adequada entre as estações de coleta. Também não foram consideradas as formas totais desses nutrientes, cujas análises são realizadas com amostras d água não filtradas, pois a estação 01 apresentou muito material orgânico particulado, principalmente no momento antes da dragagem, o que prejuducaria a adequada comparação entre estações.

As análises de Nitrogênio Dissolvido Kjeldahl foram determinadas de acordo com metodologia de Mackereth et al. (1978). Nesse método, os compostos nitrogenados são convertidos por digestão para forma amoniacal, que é destilada e, posteriormente, quantificada por titulometria com ácido clorídrico 0,01 N. As concentrações de Fósforo Dissolvido foram obtidas pela quantificação por meio da reação do azul de molibdênio após digestão prévia com perssulfato de potássio em autoclave a 120 0C e 1 atm por 50 min (Golterman et al., 1978).

Quanto aos períodos analisados, a comparação entre os momentos 1992 - 1994 e antes da dragagem permitiu interpretar se ocorreram modificações significativas nas concentrações de N e P independentemente do evento de dragagem estudado, evidenciando o papel de outras fontes antropogênicas de nutrientes não contempladas pelo presente delineamento experimental. Com o intuito de relacionar diretamente ao evento de dragagem a alteração na concentração de nutrientes em cada estação, também foram confrontados os momentos antes e depois da dragagem. Já por meio da análise comparativa entre os momentos 1992 – 1994 e depois da dragagem, aliada às comparações acima citadas, tornou-se possível inferir se a atividade da draga promoveu ou não um incremento significativo nas concentrações de N e P, o qual somente influenciado pelas fontes não estudadas (1992 – 1994 X antes da dragagem) ou pela dragagem em si (antes da dragagem X depois da dragagem) não fosse suficiente para compor uma diferença significativa.

É importante ressaltar que em 1992 – 1994, a densidade de macrófitas aquáticas em toda zona litorânea da lagoa Imboassica era menor a apresentada similarmente nos momentos antes e depois da dragagem. Entre as estações de coleta da lagoa, a 02 se destacou por apresentar na zona marginal densidade mais pronunciada de macrófitas aquáticas, especialmente Typha domingensis, quando comparada às estações 03 e 04.

A análise comparativa da razão N/P por estação foi realizada pela categorização de freqüências nas classes (a) < 20:1; (b) 20-50:1; e (c) > 50:1. Essa categorização foi baseada nas conclusões de Guildford & Hecky (2000), nas quais enquanto de maneira geral a razão N/P abaixo de 20:1 limitaria a produção por N, acima de 50 limitaria por P.

 

 

Resultados

As concentrações detectadas pelo presente estudo de fósforo total dissolvido - [P] - e nitrogênio-kjedhal dissolvido - [N] - nas estações 01, 02, 03 e 04, considerando os três momentos de coleta, foram organizadas nas figuras III e IV. Não foram considerados as médias e os desvios padrão na representação dos dados ou nas análises estatísticas devido à variabilidade apresentada. Mesmo transformados por logaritmização em base natural, os dados das estações analisadas em todos os momentos de coleta não foram caracterizados por um coeficiente de variação menor do que 20 %, além de não terem apresentado desvio padrão significativamente semelhante segundo o teste de Bartlett (p<0,05). Dessa forma, a análise estatística foi baseada nos testes não paramétricos Kruskall-Wallis (significativo, p< 0,05) e Mann-Whitney (significativo, p<0,05) bem como na correlação não paramétrica de Spearman (significativo, p<0,05).

 

 

Figura III: Concentração de Fósforo Dissolvido nos três momentos: (A) entre 1992 e 1994  (n=27); (B) Antes da Dragagem entre 2001 / 2002 (n=09) e (C) Após a Dragagem entre 2002 / 2003 (n=11).

 

 

Figura IV: Concentração de Nitrogênio-Kjedhal dissolvido nos três momentos: (A) entre 1992 e 1994  (n=27); (B) Antes da Dragagem entre 2001 / 2002 (n=09) e (C) Após a Dragagem entre 2002 / 2003 (n=11).

 

As estações de coleta não apresentaram diferença significativa (Kruskall-Wallis; p>0,05) das concentrações de N e P em 1992–1994. Nos outros momentos, entretanto, ambos os nutrientes não apresentaram diferenças significativas coincidentes, tanto entre as estações quanto entre cada estação e os momentos estudados (tabela I).

Quanto à [P], no momento antes da dragagem somente a estação 01 diferenciou-se das demais (Mann-Whitney; p<0,05) e apenas a estação 02  apresentou diferença não significativa em relação a 1992 - 1994 (Mann-Whitney; p>0,05). Após a dragagem, tal como em 1992 – 1994, todas as estações não apresentaram diferença significativa entre si (Kruskall-Wallis; p<0,05). Ainda no momento após a dragagem, enquanto as estações 01 e 02 apresentaram diferença significativa (Mann-Whitney; p<0,05) na [P] em relação aos dois momentos anteriores, as estações 03 e 04 apresentaram distinção significativa quando comparada a 1992 – 1994 e não ao momento anterior à dragagem (tabela I).

Em relação à [N], no momento anterior à dragagem as estações 01 e 02 apresentaram diferença significativa (Mann-Whitney; p<0,05) quando comparada a 1992 - 1994, o que não foi detectado para as estações 03 e 04. Todas as estações apresentaram diferença significativa (Mann-Whitney; p<0,05) entre os momentos 1992 – 1994 e após a dragagem. Já quando foram comparados os momentos antes e após a atividade da draga, apenas as estações 01 e 05 foram caracterizadas por diferença significativa na [N] (tabela I).

A [N] apresentou modificações significativas distintas às da [P] entre os momentos estudados, pois as estações 03 e 04 somente passaram a apresentar aumento significativo na [N], quando comparadas a 1992 – 1994, após a dragagem e não no momento anterior tal como o resultado em relação à [P]. Além disso, não foi detectado incremento significativo na [N] entre os momentos antes e depois da dragagem na estação 02 tal como havia sido detectado quanto à [P].

 

Tabela I: Diferenciação significativa (Mann-Whitney; p<0,05) entre os momentos estudados, considerando cada estação de coleta.

 

Estações de Coleta

Comparação entre Momentos de Coleta

Diferenciação Significativa na Concentração de Nutrientes

[N]

[P]

01

1992 - 1994 X Antes da Dragagem

*

*

 

1992 - 1994 X Depois da Dragagem

*

*

 

Antes da Drag. X Depois da Drag.

*

*

02

1992 - 1994 X Antes da Dragagem

ns

ns

 

1992 - 1994 X Depois da Dragagem

*

*

 

Antes da Drag. X Depois da Drag.

ns

*

03

1992 - 1994 X Antes da Dragagem

ns

*

 

1992 - 1994 X Depois da Dragagem

*

*

 

Antes da Drag. X Depois da Drag.

*

ns

04

1992 - 1994 X Antes da Dragagem

ns

*

 

1992 - 1994 X Depois da Dragagem

*

*

 

Antes da Drag. X Depois da Drag.

ns

ns

 

(*) – diferença significativa (Mann-Whitney; p<0,05); (ns) – diferença não significativa (Mann-Whitney; p>0,05). momento 1992 – 1994: n = 27; momento Antes da Dragagem:  n = 09 e momento Depois da Dragagem: n = 11. [N] – nitrogênio-kjedahl dissolvido e [P] – fósforo dissolvido

 

Em 1992 – 1994, a correlação de Spearman das concentrações de N e P entre as estações 01 e 02, situadas adjacentes ao SIRLa, foram significativamente diferentes de zero (p<0,05), sendo o RSpearman referente ao P maior ao do N (figuras V-a e V-b). Já no momento antes da dragagem, o RSpearman entre essas estações, tanto em relação a [P] quanto [N] (figuras V-c e V-d), foram ambos não significativamente diferentes de zero (p>0,05). Após a dragagem, por sua vez, enquanto a [P] foi caracterizada por uma elevada correlação de Spearman (R = 0,9365), a [N] não apresentou correlação significativa (p>0,05) entre as estações 01 e 02 (figura V-e e V-f).

 

 

 

 

Figura V: Correlação de Spearman (significativo, p < 0,05) da [N] e [P] entre as estações 01 e 02 nos três momentos analisados: (A) entre 1992 e 1994  (n=27); (B) Antes da Dragagem entre 2001 / 2002 (n=09) e (C) Após a Dragagem entre 2002 / 2003 (n=11).

 

Em 1992 – 1994, foi constatada uma preponderância da razão N/P > 50:1 em todas as estações de coleta (figura VI). No momento antes da dragagem, enquanto as estações 02, 03 e 04 mantiveram em todas as classes de razão N/P a freqüência relativa próxima ao detectado dez anos atrás, a estação 01 destacou-se pelos expressivos aumento de freqüência da classe 20 – 50:1 e diminuição de freqüência da classe > 50:1 (figura VI). Após a dragagem, por sua vez, a freqüência relativa da classe de razão N/P 20 – 50:1 foi incrementada e da classe > 50:1 diminuída em todas as estações, quando comparadas ao momento 1992 -1994. Somente no período posterior à atividade da draga foi detectada razão N/P abaixo de 20:1, sendo relacionada à estação 01 (figura VI).

 

 

Figura VI: Freqüência Relativa por classes de Razão N/P entre cada estação de coleta nos três momentos analisados: (A) entre 1992 e 1994  (n=27); (B) Antes da Dragagem entre 2001 / 2002 (n=09) e (C) Após a Dragagem entre 2002 / 2003 (n=11).

 

Discussão

Pode-se inferir que na estação 01 houve as modificações mais expressivas entre todos os momentos estudados, considerando as concentrações tanto de N quanto de P. Esse resultado pode ser atribuído a maior proximidade dessa estação com fontes antropogênicas de ambos os nutrientes bem como pelo seu menor volume d’água em relação às estações da lagoa.

As estações da lagoa apresentaram resultados distintos no que concerne a alterações significativas na [N] e na [P] entre os três momentos, refletindo diferenças no ciclo biogeoquímico desses nutrientes. Enquanto o elemento P é dominado por processos químicos como adsorção/dessorção e dissolução/precipitação, o elemento N é principalmente influenciado por processos biológicos, tais como mineralização, nitrificação e denitrificação (Edwards et al., 1998). A presença de macrófitas aquáticas também pode alterar a [N] não apenas devido a incorporação de nutrientes em matéria orgânica, mas também por promover, de acordo com Risgaard-Petersen et al. (1998), incremento da taxa de fixação de N2, da nitrificação e da desnitrificação.

Considerando somente as estações de coleta da lagoa, a 02 foi a única onde não foi detectada alteração significativa na [P] entre os momentos 1992 – 1994 e antes da dragagem, além de apresentar incremento significativo na comparação entre antes X depois da dragagem e 1992 – 1994 X depois da dragagem. Assim, infere-se que a estação 02 apresentou o mais evidente aumento na [P] causado diretamente pela dragagem. Quanto às concentrações de N e P, a modificação não significativa entre os momentos dez anos atrás e antes da dragagem na estação 02 pode ser atribuída a maior distância em relação a outras fontes antropogênicas de nutrientes além do rio e a maior densidade de macrófitas aquáticas, principalmente Typha domingensis. A presença de macrófitas contribuiu à incorporação em biomassa do eventual acréscimo de N e P, o qual poderia se refletir em aumento significativo em concentração no período.

As estações 03 e 04, por outro lado, já apresentaram diferença significativa na [P] entre os momentos 1992 – 1994 e antes da dragagem, uma conseqüência da influência de fontes de nutrientes além do rio, relacionadas ao crescimento urbano no entorno da lagoa Imboassica, e da menor densidade de macrófitas aquáticas em relação a estação 02. Devido a essas características aliadas a maior distância ao SIRLa, o incremento de P relacionado ao aporte do rio Imboassica após a dragagem nas estações 03 e 04 não foi suficiente para promover uma distinção significativa na [P] entre os momentos antes e depois da dragagem nesses pontos de coleta.

Em relação às [N], Meirelles-Pereira (2003) sugeriu que nas estações mais próximas ao mar, esse nutriente seria limitante à produção primária, enquanto que Petruccio et al., (1997), considerou que a estação próxima ao SIRLa, seria possivelmente limitada por P. Além do N ser o provável nutriente limitante (Meirelles-Pereira, 2003) e, portanto, de relativa maior rapidez de assimilação pela biota, há menor densidade de macrófitas aquáticas nas estações 03 e 04. Essas características podem ter contribuído para as fontes de nutrientes, além do rio, não terem sido suficientes para compor diferença significativa na [N] entre os momentos 1992 - 1994 e antes da dragagem, tal como havia sido detectado para a [P]. Dessa forma, essas estações podem apresentar menor taxa de fixação de N2 e maior consumo de N, quando comparados relativamente ao P. Como conseqüência, apenas com o aporte de N após a atividade da draga, as estações 03 e 04 se diferenciaram significativamente do momento 1992 – 1994.

Já na estação 02, a maior densidade de macrófitas aquáticas pode ter favorecido uma maior taxa de fixação de N2, nitrificação e desnitrificação (Risgaard-Petersen et al., 1998), de forma que o aporte adicional de N após a dragagem não foi suficiente para promover incremento significativo na [N] em relação ao momento anterior à atividade da draga, tal como havia sido analisado na [P], o provável nutriente limitante nessa estação (Petruccio et al, 1997). Sendo assim, não apresentaram diferença significativa na [N] a estação 02 entre os momentos antes e depois da dragagem, pois entre ambos a densidade de macrófitas aquáticas no entorno foi similar. Somente quando comparados os momentos 1992 – 1994 e depois da atividade da draga, período no qual houve substancial incremento na densidade de macrófitas aquáticas, houve como resultado diferença significativa na [N].

Assim como foi detectado para as diferenças significativas, as correlações de Spearman das concentrações de ambos os nutrientes nos três momentos analisados entre as estações 01 e 02, situadas respectivamente antes e depois do SIRLa dragado, também apresentaram resultados distintos entre N e P. Cabe ressaltar que uma correlação de Spearman maior corresponde a uma importância mais proeminente do aporte alóctone fluvial, pois nessa circunstância uma eventual flutuação na concentração de nutrientes no rio se reflete na lagoa.

No momento 1992 – 1994, quando o SIRLa apresentava ligação direta entre rio e lagoa bem como a densidade de macrófitas aquáticas no entorno era menor, tanto N quanto P apresentaram correlação significativa, sendo que a de N foi maior do que a de P. Embora o RSpearman não fosse tão elevado, conseqüência também da variação das concentrações de N e P não serem tão altas, constata-se que a condição do SIRLa não densamente colonizado por macrófitas aquáticas facilitou o transporte de ambos os nutrientes do rio para lagoa.

Devido ao assoreamento e à densa colonização do SIRLa por macrófitas aquáticas, principalmente Typha domingensis, a correlação de Spearman de N e P entre as estações 01 e 02 no momento antes da dragagem tornou-se não significativa, sendo o RSpearman quase nulo. Ao aumentar o tempo de residência da água e a absorção dos nutrientes pela biota, o SIRLa densamente colonizado por macrófitas aquáticas contribuiu para impedir que eventuais flutuações nas concentrações de ambos os nutrientes no rio se refletissem na lagoa, o que havia sido constatado significativamente no momento dez anos atrás.

Já após a dragagem, quando houve o desassoreamento e a retirada das macrófitas aquáticas do SIRLa bem como a manutenção da vegetação aquática de entorno, novamente passou a ser detectada uma correlação significativa da [P] entre as estações 01 e 02, sendo o RSpearman o maior de todo estudo e próximo de 1,0. Dessa forma, infere-se que o SIRLa após a dragagem passou a não mais reter o P como em outrora, contribuindo à composição de uma alta correlação devido ao P ser o provável o nutriente limitante na estação 02 e à elevada variação na [P] entre os meses amostrados nesse período.

Porém, em relação à [N] persistiu uma correlação não significativa e um RSpearman quase nulo após a dragagem, o que pode ser atribuída à manutenção das macrófitas aquáticas no entorno, as quais podem ter aumentado a taxa de fixação de N2. Ao promover uma distorção entre o aporte fluvial de N e a efetiva [N] na lagoa, a presença de macrófitas aquáticas no entorno contribuiu para reduzir a correlação da [N] e não a da [P] entre as estações 01 e 02. A análise comparativa da correlação da [N] entre as estações 01 e 02 nos momentos 1992 – 1994  e depois da atividade da draga também evidenciou o papel das macrófitas aquáticas em tamponar as modificações na [N] promovidas pelo aporte fluvial. Na condição de menor densidade das macrófitas, a correlação de N foi significativa e até superior a de P, o que corroborou com a diferença não significativa na estação 02 entre os momentos antes e depois da dragagem, quando a densidade de macrófitas era elevada e similar entre ambos.

Sendo a estação 01, no momento antes da dragagem, a única a apresentar um expressivo aumento de freqüência na classe de razão N/P 20 – 50:1, a partir de grande diminuição de freqüência na classe > 50:1, pode-se inferir que os efluentes retidos no rio pelo SIRLa densamente colonizado por macrófitas aquáticas contribuem para reduzir a razão N/P. Essa interpretação foi também evidenciada depois da atividade da draga, pois a estação 01 foi a única a apresentar razão N/P abaixo de 20:1 em todo o estudo. Os resultados obtidos após a dragagem, corroborando com a elevada correlação da [P] entre as estações 01 e 02 nesse período, evidenciam que o desassoreamento e a retirada das macrófitas aquáticas do SIRLa tornaram os eventuais incrementos de P no rio, os quais eram antes retidos pelo SIRLa, de influência direta na lagoa ao diminuir também a razão N/P em todas as estações do corpo lagunar. A partir da análise das freqüências relativas de razão N/P tornou-se mais notória a influência do evento de dragagem também às estações 03 e 04, o que complementou de maneira mais contundente a análise em separado das concentrações de N e P, especialmente para a [P].

Dessa forma, a dragagem de um SIRLa densamente colonizado por macrófitas aquáticas, mantendo-se a vegetação aquática de entorno, causou um incremento na [P] e diminuição na razão N/P na lagoa, não apresentando influência relevante sobre a [N]. Esse resultado é um indício da maior importância do P alóctone do rio em relação ao N alóctone fluvial à lagoa estudada, provável resultante de peculiaridades do ciclo biogeoquímico de ambos os nutrientes e da própria lagoa, tais como presença de macrófitas aquáticas no entorno. A porção central da lagoa, estação 03, e a área próxima ao cordão arenoso limítrofe ao mar, estação 04, apresentaram menor influência da dragagem do SIRLa, conseqüência da maior distância à desembocadura fluvial e da contribuição de outras fontes antropogênicas de nutrientes, as quais poderiam ocultar uma eventual influência do rio após a dragagem nessas estações. Já a porção lagunar situada próxima ao SIRLa, estação 02, apresentou influência direta da referida dragagem, principalmente na [P]. Em relação às estações 03 e 04, cabe ressaltar que no caso de aumento futuro na concentração de nutrientes carreados pelo rio, além da já ocorrida redução na razão N/P, seria provável que essa dinâmica se refletisse pelo incremento significativo nas concentrações de N e P também nessas estações.

Como conclusão, constatou-se que a realização de dragagem em um SIRLa densamente colonizado por macrófitas aquáticas intensificou a degradação ecossistêmica ao em vez de mitigá-la. Sendo assim, além da dragagem, o foco de discussão deve ser os malefícios causados pela sua execução sem o devido planejamento e gestão de medidas estruturais no âmbito da bacia hidrográfica. Eventos de dragagem pelos seus custos: (a) ecológico - alterando ecossistemas –; (b) social - modificando o espaço público de múltiplos usos -; e econômico - representando gastos consideráveis – demandam serem executados somente após medidas de caráter mais amplo. A partir dos resultados ora discutidos, infere-se que antecedendo a dragagem insurge, dentre outras, a necessidade por avaliar a condição dos canais contribuintes como receptores de fontes pontuais e não pontuais de N e P, por diminuir e tratar a carga de nutrientes dessas fontes e promover a revegetação de mata ciliar. Muitas vezes distantes do corpo hídrico em análise, a ausência de vegetação ciliar compromete os objetivos de uma dragagem, isto porque Naiman & Décamps (1997) afirmam que muitas espécies de floresta ripária contribuem para retenção de nutrientes e sedimentos, especialmente em bacias hidrográficas com extensos cultivos.

Dessa forma, após as considerações do presente estudo pode-se considerar que a razão N/P constitui uma ferramenta efetiva à prática da ciência geográfica, especialmente na interface da Geografia Física com o Planejamento ou com a Engenharia. Afinal, sendo influenciada por intervenções tão freqüentes no espaço geográfico, como a expansão urbana desprovida de infra-estrutura adequada ou as obras de dragagem, a razão N/P pode proporcionar estudos no cerne do caráter geográfico, ainda mais ressaltado quando aliado à escala de análise da bacia de drenagem.

 

 

Literatura Citada

 

CUNHA, S. B. Geomorfologia Fluvial. In: GUERRA, A. J. & CUNHA, S. B. (eds.). Geomorfologia, uma atualização de bases e conceitos. Ed. Bertrand Brasil: Rio de Janeiro. 3ª. ed. 472 p. 1998.

 

EDWARDS A. C., WITHERS P. J. A. Soil phosphorus management and water quality: a UK perspective. Soil Use Manage, n.14, p.124-130. 1998.

 

ESTEVES, F. A. Lagoa Imboassica: Impactos Antrópicos, propostas mitigadoras e sua importância para pesquisa ecológica. ESTEVES, F. A. (org.). Ecologia das lagoas costeiras. Editora NUPEM/UFRJ: Macaé. p. 401-430. 1998a.

 

ESTEVES, F. A. Fundamentos de Limnologia. Ed: Interciência: 1998b.

 

GIESY, J. P. & GEIGER, R. A. Relative mobilization of  Zine, Cerium and Americium from sediment in na aquatic microcosm. In: Giesy, J. P. (ed) Microcosm in ecological research. Department of Energy Symposium. Geogia, 52: 304-318. 1996.

 

GOLTERMAN, H.L.; CLYMO, R.S. & OHNSTAD, M.A.M. Methods for physical and chemical analysis of fresh water. Blackwell Scientific Publ., Oxfobrd, 214p. 1978.

 

GUILDFORD, S. J. & HECKY, R. E. Total nitrogen, total phosphorus and limitation in lakes and oceans: Is there a common relationship? Limnology and Oceanography 45(6): 1213 – 1223. 2000.

 

HENRY, V. F.Os Ecótonos nas Interfases dos Ecossistemas Aquáticos: Conceitos, Tipos, Processos e Importância Estudo de Aplicação em Lagoas Marginais ao Rio Paranapanema na Zona de Sua Desembocadura na Represa Jurumirim . In: Henry, R.. (org). Ecótonos nas Interfaces dos Ecossistemas aquáticos. Ed. RIMA: São Carlos. p. 01 - 28 . 2003.

 

HENRY, R. & NOGUEIRA, M. G. 1999. A represa de Jurumirim (São Paulo): primeira síntese sobre o conhecimento limnológico e uma proposta preliminar de manejo  ambiental. In: Henry, R. (ed) : Ecologia de reservatório: estrutura, função e aspectos sociais. FAPESP/FUNDIBIO, Botucatu, p. 655-685.    

 

INMET. Relatório anual do Instituto Nacional de Meteorologia - 1991. INMET, 1992.

 

KADLEC, R. H. & KNIGHT, R. L. Treatment wetlands. Lewis Publishers: New York. 893p. 1996.

 

MACKERETH, F.J.H.; HERON, J. & TALLING, J.F. Water Analysis: some revised methods for limnologists. Freshwater Biological Association, scientific publication no.36, Cumbria and Dorset. 1978.

 

MAROTTA, H., OLIVEIRA – SANTOS, R. CARVALHO - SIMÕES, L. O. Intervenção Antrópica Desordenada na bacia de drenagem da lagoa Imboassica (Macaé, RJ): Um diagnóstico sobre causas do assoreamento em ambientes aquáticos de baixa energia de correnteza. In: Livro de resumos 11a. Semana de Iniciação Científica da UERJ. p. 279. 2002.

 

MEIRELLES-PEREIRA, F.  Variação da profundidade da coluna d’ água e sua influência sobre a ecologia da lagoa Imboassica (Macaé, RJ) e do lago Batata (Oriximiná, PA). Dissertação de mestrado ao PPGE/UFRJ. 115 p. 2003.

 

MITSH, W. J. & GOSSELINK, J.G. Wetlands. Ed. John Wiley & Sons Incorporation: Nova York. 920 p. 2000.

 

NAIMAN, R. J. & DÉCAMPS, H. The Ecology of  Interfaces: riparian zones. Annu. Rev. Ecol. Syst.,28: 621-658. 1997.

 

PEDRALLI, G. & TEXEIRA, M. C. B. Macrófitas Aquáticas como Agentes Filtradores de Materiais Particulados, Sedimentos e Nutrientes. .In: Henry, R.. (org). Ecótonos nas Interfaces dos Ecossistemas aquáticos. Ed. RIMA: São Carlos. p. 177 - 195 . 2003.

 

PETRUCCIO, M., ENRICH-PRAST, A. & ESTEVES, F. A. Vertical distribution of nutrients in sediment of a coastal lagoon (Imboassica lagoon, Rio de Janeiro). Acta Limnologica Brasiliensia 9: 117-124. 1997.

 

PHLEGER, F. B. Some general features of coastal lagoons. IN: CASTANARES, A. A., & PHLEGER, F. B., (EDS). Coastal Lagoons – A Symposium. UNAM – UNESCO. 5-26 p. 1969.

 

PREFEITURA DE MACAÉ. Plano de Zoneamento Municipal. Macaé. 1999.

 

RAMIRES, J. C. de L. As grandes corporações e a dinâmica sócio-espacial: a ação da PETROBRAS em Macaé. Revista Brasileira de Geografia 53 (4): Rio de Janeiro. 115-151. 1991.

 

Risgaard-Petersen, N.; Dalsgaard, T.; Rysgaard, S.; Christensen, P.B.; Borum, J.; McGlathery, K. & Nielsen, L. P. Nitrogen balance of a temperate eelgrass Zostera marina bed. MArine Ecology Progress Series, 174:281-291. 1998.

 

SABETICH, M. J. & FERRIERO, N. Lake restoration by sediment dredging. Verh. Internat. Verein. Limnol. 26: 776-781. 1997.

 

SMITH, V. H.; TILMAN, G. D.; NEKOLA, J. C. Eutrophication: impacts of excess nutrient inputs on freshwater, marine, and terrestrial ecosystems. Environmental Pollution, 100, p.179-196. 1999.

 

VITOUSEK,P. M.; MOONY,H. A.; LUBCHENCO, J.; MELLILO, J. M. Human Domination of Earth’s Ecosystems, Science, 277: 494-499. 1997.

 

WENTZ, W. A. Ecological /Environmental perspectives on the use of wetlands in water treatment. 1987.

 

WETZEL, R. G. Limnology: lake and river ecosystems. Ed. Academic Press: California. 3. ed. 1006 p. 2001.