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......................................................................................... ........................................................................................

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Resumo ........................................................................................ 9

Introdução ........................................................................................ 11

Metodologia ........................................................................................ 12

Resultados ........................................................................................ 19

Discussão ........................................................................................ 34

Conclusões ........................................................................................ 39

Referências ........................................................................................ 40

CAPITULO 2: %�� &��

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Resumo ........................................................................................ 47

Introdução ........................................................................................ 48

Metodologia ........................................................................................ 50

Resultados ........................................................................................ 54

Discussão ........................................................................................ 62

Conclusões ........................................................................................ 66

Referências ........................................................................................ 67

Anexo ........................................................................................

.

72

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7

Além da importância do zooplâncton como elo intermediário na cadeia trófica

(Hunter & Price, 1992), o fato de possuir atributos potencialmente indicativos do

estado do ecossistema do lago assim como, dos diferentes tipos de perturbações

ambientais (Stemberger & Lazorchak, 1994), fazem com que as comunidades

zooplanctônicas e a sua relação com o ambiente, sejam objeto de numerosos

trabalhos. A heterogeneidade do zooplâncton na escala temporal e espacial é de

especial interesse devido às suas implicações nos modelos de produção, ciclagem de

nutrientes e interações tróficas em ecossistemas planctônicos (Pinel-Alloul, 1995).

Os gradientes longitudinais dos fatores físicos e químicos, presentes na maioria

dos reservatórios, fornecem o ambiente adequado para tentar encontrar respostas

ecológicas aos processos que acontecem dentro de um mesmo sistema físico. Essa

característica dos reservatórios representa uma grande vantagem com respeito aos

lagos para o estudo das comunidades planctônicas e das suas respostas às

perturbações do ambiente.

A variação do zooplâncton ao longo do eixo de um reservatório pode estar

definida pela dinâmica dos fluxos de entrada ao corpo de água (Thornton et al.,1990),

pela velocidade da correnteza e exportação de material (Marzolf, 1990) e por outros

fatores abióticos, como o vento (Pinel-Anoull & Pont, 1991), a geologia e morfologia da

bacia de drenagem (Patalas & Salki, 1992) e a turbidez (Zettler & Carter, 1986; Hart,

1990).

A limonologia brasileira, em décadas recentes, tem se concentrado em estudos

de reservatórios (Tundisi et al., 1993). Entretanto, grande parte desse esforço de

pesquisa tem sido dedicada aos reservatórios de pequeno e médio porte, sobretudo

nas regiões urbanas e peri-urbanas. Exemplos desses estudos podem ser

encontrados em reservatórios tais como: Represa de Salto Grande (SP) (Calijuri et al.,

1999), Lago das Garças (SP) (Bicudo et al., 1999) Lago Paranoá (DF) (Pinto-Coelho &

Giani, 1985; Branco & Cavalcanti, 1999), Lagoa da Pampulha (MG) (Pinto-Coelho et

al., 1999) e as represas de Billings e Guarapiranga (SP) (Sendacz & Kubo, 1999).

Os grandes reservatórios brasileiros, como são as represas de Lobo-Broa (SP)

(Tundisi & Matsumura-Tundisi, 1995), Jurumirim (SP) (Henry & Nogueira, 1999) e

Itaipú (Agostinho et al., 1999), construídos com fins de produção de eletricidade e

considerados ainda como meso-oligotróficos, têm sido relativamente pouco estudados

mas apresentam claros sinais de eutrofia (Pinto-Coelho, 1994). Em conseqüência

dessa carência de estudos, são ainda largamente desconhecidas as contribuições dos

diferentes tipos de atividades humanas para o estabelecimento desse fenômeno

nesses grandes lagos. Muitos reservatórios dessa categoria estão situados em regiões

8

de intenso desenvolvimento agropecuário mas também, e principalmente na região

sudeste, em regiões de acelerada ocupação urbana e industrial.

A existência de mosaicos na distribuição horizontal do zooplâncton tem sido

usada como uma eficaz ferramenta para o estudo dos gradientes tróficos em lagos e

reservatórios de diferentes regiões (i.g: Bays & Crisman, 1983; Blancher, 1984; Pace,

1986; Esteves & Sendacz, 1988; Seda & Devetter, 2000).

Considerando que os fatores que controlam as dinâmicas temporais e

espaciais do zooplâncton nos lagos tropicais/subtropicais não estão tão pesquisados

quando comparados com a ampla literatura das áreas temperadas (Beaver &

Heavens, 1996), é de interesse a realização de estudos focalizados nas respostas do

zooplâncton frente às mudanças do ambiente nos grandes reservatórios brasileiros.

Por outro lado, essas mudanças de qualidade de água em um lago ou

reservatório têm a sua origem freqüentemente no meio terrestre adjacente, ou seja, na

bacia hidrográfica. As interações do plano de água de um reservatório com a sua

respectiva bacia hidrográfica estabelecem uma dinâmica onde associações podem ser

feitas entre os usos da terra e a composição química e biológica da água (Tundisi &

Straskraba, 1994).

Os diferentes usos agrícolas de uma bacia junto com o lançamento de esgotos

não tratados, provocam a entrada de nutrientes e agentes xenobióticos na água

alterando profundamente o equilíbrio ecológico do ambiente.

A importância e a necessidade de novas “ferramentas” em estudos

limnológicos já foi citada por Novo et al., (1995) afirmando que o principal aspecto

identificado, tanto no Brasil quanto em outros países, é o pequeno número de pessoas

dedicadas ao desenvolvimento de novas estratégias que ajudem aos limnólogos a

obter um ponto de vista espacial das questões limnológicas.

Nesse ponto, são de grande interesse os sistemas de informação geográfica

(SIG), um sistema computacional que reúne um conjunto de rotinas para a aquisição,

armazenamento, recuperação, transformação, análise e representação de dados

espaciais (Eastman, 1998).

Junto com o processamento de imagens, os sistemas SIG permitem avaliar

quantitativamente as componentes laterais, longitudinais e verticais da paisagem em

diferentes escalas espaciais e temporais. Tais sistemas, permitem a obtenção de uma

síntese na apresentação de dados através de mapas temáticos capazes de aglutinar

uma grande carga de informação mostrada de uma forma clara e fácil de ser

percebida pelo leitor, evitando o uso de uma abordagem matemática hermética ou o

uso de tabelas onde fica muito difícil a percepção dos padrões a serem destacados.

9

Os sistemas SIG permitem o cruzamento e a síntese de uma grande base de

dados envolvendo informações de natureza diversa como podem ser dados

limnológicos, dados sobre a geologia, a pedologia, a geomorfologia e a vegetação ao

lado de informações sobre a estrutura sócio econômica das diferentes unidades

geográficas (municípios, bacias hidrográficas) consideradas.

De uma forma mais teórica, o banco de dados de um SIG compreende dois

elementos fundamentais; o banco de dados espaciais das feições da superfície da

terra, que contém a informação referenciada a um sistema de coordenadas, e o banco

de dados de atributos, que descreve as qualidades ou as características dessas

feições, sendo esses atributos não espaciais dados descritivos de natureza e origem

diversa (Eastman, 1998).

Através do conhecimento da relação entre as feições, pode-se integrar

informações espaciais e não espaciais de natureza, origem e forma diversas numa

única base de dados gerando novas informações que não existiam no banco de dados

original. A possibilidade de comparar feições diferentes baseadas em sua ocorrência

espacial comum é uma característica fundamental do SIG.

Essas características descritas acima fazem com que os SIG venham sendo

uma ferramenta fundamental no manejo dos recursos naturais, assim como, nos

estudos ecológicos que precisam da análise dos dados espacialmente referenciados

(Johnson, 1990) para a melhor compreensão dos processos ecológicos.

O presente estudo, tendo como base a existência de um gradiente trófico no

braço do Sapucaí, (reservatório de Furnas-MG), foi desenvolvido com o intuito de

responder duas questões fundamentais:

• Como o gradiente trófico afeta à distribuição horizontal dos principais

grupos zooplanctônicos?

• Existe uma relação, através de fontes de poluição difusas e pontuais,

entre o gradiente trófico e os diferentes usos do solo nos municípios

que abrange o braço do rio Sapucaí?

Ambas perguntas implicam a consideração de uma questão limnológica em

uma visão espacial, mas em escalas diferentes. Por esse motivo, o trabalho foi

abordado sob dois aspectos diferentes; (1) considerando apenas o corpo de água

isolado do ambiente terrestre, sendo apenas focalizado nas mudanças do ambiente

aquático e do seu efeito nas variáveis bióticas; (2) considerando as interações entre

ambiente aquático e terrestre incluindo os aspectos socioeconômicos da sub-bacia.

Na procura da resposta das duas questões formuladas, foram utilizadas

metodologias diferentes dividindo o estudo em dois capítulos bem diferenciados e

estruturados em forma de artigos.

10

11

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Os objetivos gerais do presente trabalho foram:

• Verificar e definir a existência de um gradiente trófico ao longo do rio Sapucaí,

reservatório de Furnas, através do uso de variáveis consideradas clássicas

para o monitoramento da eutrofização.

• Determinar a eventual existência de padrões de distribuição horizontal na

abundância dos principais grupos de crustáceos zooplanctônicos ao longo do

gradiente trófico definido.

• Descrever e mapear os diferentes usos de solo em diversos municípios ao

longo do rio Sapucaí.

• Avaliar a relação entre o grau de trofia da água e os diferentes usos do solo à

jusante e à montante do reservatório no braço do rio Sapucaí.

• Avaliar a importância das fontes de poluição pontuais e não pontuais no braço

do rio Sapucaí.

12

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1Programa de pós-graduação em Ecologia, Conservação e Manejo de Vida Silvestre. 1,2 Laboratório de Ecofisiologia de Organismos Zooplanctônicos. Departamento de

Biologia Geral. ICB. Universidade Federal de Minas Gerais (UFMG). 31270110 Belo Horizonte-MG-Brasil.

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A existência de um gradiente trófico ao longo do eixo central do braço do Rio Sapucaí, reservatório de Furnas, bem como a sua influência nos padrões de distribuição horizontal na abundância dos principais grupos de crustáceos zooplanctônicos. foi avaliada através de técnicas de análise multivariada. Procurou-se também comparar a variabilidade do zooplâncton em função a duas escalas diferentes: espaço e tempo (efeito sazonal). Análises da variância one-way ANOVA e Kruskal-Wallis, foram realizadas para testar as possíveis variações estatisticamente significativas entre as variáveis ambientais e a biomassa de cada um dos grupos zooplanctônicos entre os diferentes pontos e épocas do ano amostradas. Os dois eixos principais resultantes da análise canônica explicaram cumulativamente 66.3% da variância total das variáveis ambientais (explicativas) e bióticas (biomassa de zooplâncton). Apenas o eixo 1 foi estatisticamente significativo (p=0,000). Assim, encontrou-se uma associação desses padrões com os diferentes parâmetros físico-químicos, mostrando que a heterogeneidade espacial é refletida nas variáveis bióticas através das distribuições da biomassa de cladóceros de pequeno porte (Bosminopsis deitersi, Bosmina longirostris, B.hagmanni, Ceriodaphnia cornuta, C.riagudi, Ceriopahnia sp) e ainda das formas adultas de Calanoida (Argyrodiaptomus furcatus, Notodiaptomus iheringi, Notodiaptomus cearensis e Notodiaptomus henseni) e Cyclopoida (Metacyclops mendocinus, Mesocyclops ogunnus, Thermocyclops decipiens e Thermocyclps minutus). A análise ainda mostra que as diferentes condições tróficas são melhor explicadas por algumas variáveis abióticas tais NH4, , NO2, P-total, clorofila e profundidade de disco de Secchi. O único grupo zooplanctônico que apresentou nítidas mudanças sazonais de abundância foram as formas nauplii de Cyclopoida. 6��)�=��: eutrofização, Furnas, zooplâncton, análise canônica.

16

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%1'+�%�+? The influence of a trophic gradient on the horizontal distribution patterns of planktonic crustaceans along the central axis of Sapucaí River at Furnas reservoir was tested by multivariate analysis techniques. Spatial and temporal variability of planktonic crustaceans community was compared to detect a possible seasonal effect. Analysis of variance one-way-anova and Kruskal Wallis was used for the study of biomass variability in relation with environmental variables in different year periods. Canonical analysis resulted in the establishment of two principal axis representing 66.3% of total variance of either environmental variables (explicative) as well as biotic variables (zooplankton biomass). Axis 1 was significant (p=0.000). Association was significant between distribution patterns of biotic and abiotic variables. Spatial heterogeneity of physic-chemical parameters was reflected also on the biotic variables, viz. biomass of small size cladocerans (Bosminopsis deitersi, Bosmina longirostris, B. hagmanni, Ceriodaphnia cornuta, C. rigaudi, Ceriodaphnia sp) and adult calanoids (Argyrodiaptomus furcatus, Notodiaptomus iheringi, Notodiaptomus cearensis and Notodiaptomus henseni) and cyclpoids (Metacyclops mendocinus, Mesocyclops ogunnus, Thermocyclops decipiens and T. minutus) . Different trophic conditions are better explained by some variables such as NH4, NO2, total-P and chlorophyll. Cyclopoida nauplii was the only group showing clear seasonal variations. >�@)A��. Eutrophication, Furnas, zooplankton, canonical analysis

17

��+�,�-./,�

A estrutura e funcionamento da comunidade planctônica não podem ser

compreendidos sem considerar a heterogeneidade espacial do zooplâncton e as suas

interações com os demais compartimentos bióticos. Assim, a comunidade

zooplanctônica é um sistema dinâmico com acentuada sazonalidade e

compartimentalização espacial seja na componente vertical seja na componente

horizontal. O zooplâncton responde a uma combinação dos fatores abióticos e bióticos

cuja interação deve ser mais bem estudada, pois só assim termos uma maior

compreensão do seu comportamento (i.e: Pinel-Alloul, 1995).

Segundo Attayde & Bozelli, (1998), as mudanças na composição das espécies

de zooplâncton podem indicar a heterogeneidade dos padrões ambientais. Recentes

estudos têm demonstrado a grande importância do zooplâncton devido à sua posição

intermediaria na cadeia trófica tanto nos processos ecológicos “bottom-up” quanto aos

“top-down” (Carpenter et al.1985), assim como seu papel na ciclagem de elementos

limitantes para os autótrofos tais como o fósforo (Pinto-Coelho, 1998). Por outro lado,

são ainda escassas as informações sobre a reação dessa comunidade frente aos

gradientes ambientais. Sendo assim, o zooplâncton tem vários atributos que podem

ser efetivos indicadores do estado o saúde do ecossistema de um lago (Stemberger &

Lazorchak, 1994).

Dentre os fatores abióticos, o vento (Pinel-Anoull & Pont, 1991), a geologia e

morfologia da bacia de drenagem (Patalas & Salki, 1992), a turbidez (Zettler & Carter,

1986; Hart, 1990), e a existência de um gradiente trófico (Bays & Crisman, 1983;

Blancher, 1984; Pace, 1986; Esteves & Sendacz, 1988; Seda & Devetter 2000) dentre

outros, têm sido citados como determinantes na distribuição do zooplâncton.

Embora, alguns estudos realizados em reservatórios brasileiros (i.g: Giani,

1984; Matsumura-Tundisi & Rocha, 1983; Arcifa, 1984; Sendacz, 1984; Arcifa et al.,

1992; Bini et al., 1997; Pinto-Coelho, 1998), indiquem que a comunidade planctônica

dos reservatórios da região neotropical responde à eutrofização, são ainda escassos

os estudos sobre a distribuição horizontal do zooplâncton nesse ambientes. Esse tipo

de informação é particularmente demandado nos grandes reservatórios, considerados

ainda como mesotróficos, mas que já apresentam sinais de eutrofia na zona de

influência de alguns dos seus tributários.

Os reservatórios são sistemas propícios à formação de gradientes tróficos

muito nítidos. Essa característica representa uma grande vantagem com respeito aos

lagos para o estudo das respostas das comunidades planctônicas frente às

perturbações do ambiente. Segundo Ravera (1996), quando na tentativa de estudar a

18

influência das distintas condições tróficas do ambiente sobre as comunidades

planctônicas são considerados diferentes lagos com distintos graus de trofia, as

próprias diferenças naturais características dos lagos dificulta a identificação da

reação dessas comunidades devida apenas às diferenças nos graus de trofia dos

lagos estudados.

A existência de um gradiente trófico no reservatório de Furnas (Minas Gerais)

foi citada entre outros por Sá, (1994) e Pinto-Coelho & Gorgosinho (1998),

encontrando esse último condições de maior oligotrofia nas regiões centrais do lago.

Esses autores relataram alguns dos padrões de distribuições de abundância e

biomassa de alguns grupos do zooplâncton.

O objetivo do presente estudo é confirmar a existência e detalhar os padrões

de distribuição horizontal da abundância dos principais grupos de crustáceos

zooplanctônicos, buscando através de técnicas de análise multivariada, uma

associação desses padrões com as diferentes variáveis físico-químicas relacionadas à

existência de um gradiente trófico ao longo do braço do Rio Sapucaí, reservatório de

Furnas-MG. Esse trabalho também procura comparar a variabilidade do zooplâncton

em função de mudanças no espaço com as variações temporais (sazonais). O

trabalho pretende ainda determinar, através do modelo de probabilidades tróficas,

quais são as condições atuais dos diferentes níveis tróficos definidos ao longo do Rio

Sapucaí assim como, as tendências que esses níveis estão seguindo.

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O Reservatório da Usina Hidrelétrica de Furnas (20040’S, 46019’W) é o terceiro

lago artificial situado de uma série de barragens existentes na Bacia do Rio Grande,

no sul de Minas Gerais (Brasil). Trata-se do maior reservatório da região sudeste,

apresenta um área inundada de 1450 Km2 e 250 Km de comprimento em cada um de

seus dois principais sub-eixos. A profundidade máxima é de 90 m perto da barragem,

com 13 m de profundidade media, um volume total de água de 23*109 m3 e um volume

útil de 16*109 m3. A barragem está localizada no curso médio do Rio Grande, entre os

municípios de São José da Barra e São João Batista do Glória. O barramento do Rio

Grande alguns quilômetros à jusante da junção do Rio Sapucaí, confere ao

reservatório características peculiares, já que ele é constituído por duas sub-bacias, ou

sub-eixos, muito diferentes em termos de usos do solo e seus impactos sobre a

qualidade de suas águas (Pinto-Coelho e Corgosinho,1998).

19

O reservatório de Furnas é de grande importância sócio-econômica não

apenas pelo fornecimento de energia elétrica, mas também pelas atividades

agropastoris, piscícolas e de lazer que são desenvolvidas ao longo dos 36 municípios

que abrangem a bacia. Embora o reservatório de Furnas apresente, em sua maior

parte, baixas concentrações iônicas e altos valores de transparência da coluna de

água (Figueredo, 2000), a existência de aporte de esgoto não tratado no reservatório

ou em alguns de seus tributários, assim como o elevado tempo de residência da água

de 160 dias e a sua morfologia dendrítica, fazem que Furnas apresente uma marcante

variação horizontal na qualidade da água e no estado trófico (Sá, 1994).

Na tentativa de amostrar uma extensao representativa das caracterísitcas do

reservatório de Furnas ao longo do rio Sapucaí foram coletados, trimestralmente entre

agosto de 1999 e julho de 2000, dados de doze pontos ao longo do eixo central do

reservatório bem como no sub-eixo do Rio Sapucaí. Esses pontos foram divididos em

quatro grandes áreas de forma que, em cada uma dessas áreas estabeleceram-se

três pontos que representam regiões de maior homogeneidade físico-química e

biológica (Figura 1).

A Figura 1 mostra o mapa do Reservatório de Furnas obtido a partir do

processamento da imagem satélite Landsat 3, 4 e 5 canais feita em agosto de 1999 e

adquirida do Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais (INPE). A imagem foi

georeferenciada com um erro RMS total de 28.3 m a partir de 20 pontos de controle

tomados nas cartas 1:50.000 do IBGE (Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística) e

processados através de um arquivo de correspondência no programa de informação

geográfica IDRISI for Windows 3.2 (Clark University). Os pontos de coleta (Tabela I),

foram plotados na imagem após a sua obtenção no campo com auxilio de GPS (Global

Position System) Garmin de 12 canais (dados de coordenadas sem pós-correção).

A divisão e a escolha de algumas das áreas a seguir de jusante a montante do

reservatório, foi baseada em parte no trabalho de Pinto-Coelho & Corgosinho (1998),

sendo as seguintes:

-Área 1: “Mangueira”. Apresenta uma profundidade média de 59 m e abrange

uma extensão de 15 km. O ponto Mangueira 1 fica a 3 km da barragem. O segundo

ponto, Mangueira 2, dista a 7,4 km do primeiro ponto. O último ponto, Mangueira 3,

está localizado logo depois da confluência do Rio Grande com o Rio Turvo, a 7,5 km

do ponto anterior. A distância entre os pontos foi obtida na imagem georeferenciada do

INPE com o auxílio do software IDRISI 32. A vegetação das margens é principalmente

vegetação natural (campos cerrados e campos rupestres) com pouca influência

antrôpica e de paredes escarpadas.

20

-Área 2: “Guapé”. Essa região apresenta uma profundidade média de 26,81 m.

O primeiro ponto, Guapé 1, distou 6 km de Mangueira 3 próximo à desembocadura do

Rio Grande com o Rio Sapucaí. A 7,1 km localizou-se, no sub-eixo do Sapucaí, o

ponto Guapé 2 e a 4,4 km deste ponto foi estabelecido o ponto Guapé 3. O entorno

dessa área começa apresentar ocupação agrícola assim como existência de várias

fazendas de gado com pastagens naturais e artificiais.

-Área 3:“Itací”. Esta área encontra-se no eixo principal do Rio Sapucaí com

uma profundidade média de 15,6 m. Itací 2 foi o ponto mais próximo a Guapé 3

localizado a 14.5 km deste. À jusante, ficou o ponto Itací 1 a 6 km seguido de Itací 3

que dista a 8.5 km do anterior. Nessa área encontram-se grandes extensões de pasto

e fazendas. O ponto Itací 1 está bem próximo à cidade de Itací. Cabe ressaltar a

existência de uma balsa que atravessa o rio nesse ponto.

-Área 4: “Fama”. Área mais à montante do reservatório, situa-se antes da

desembocadura do Rio Verde com o Rio Sapucaí apresentando a menor profundidade

média de todos os pontos atingindo os 10 m. O primeiro ponto Fama 1, foi

estabelecido na frente da cidade de Fama a 30 km de Itací 3. A 6 km e a 9 km deste

ponto localizaram-se Fama 2 e Fama 3 respectivamente.

21

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�Pontos 10-11 agosto

1999 13-14 outubro

1999 28-29 fevereiro/1-2 março

2000 3-4-5 julho

2000 Mangueira-1

M1 20°39’39.2’’ S 46°17’58.9’’ W

20°39’42.8’’ S 46°17’55.3’’ W

20°39’48.24’’ S 46°18’20.44’’ W

20°39’37.2’’ S 46°17’52.4’ W

Mangueira-2 M2

20°40’00.3’’ S 46°13’56.9’’ W

20°40’50.3’’ S 46°13’27.1’’ W

20°41’20.94’’ S 46°13’51.7’’ W

20o41’03.8’’ 46o13’57.9’’

Mangueira-3 M3

20°41’54.4’’ S 46°09’43.4’’ W

20°41’57.3’’ S 46°09’10.8’’ W

20°41’41.19’’ S 46°09’37.98’’ W

20o41’45.0’’ 46o09’49.6’’

Guapé-1 G1

20°44’40.7’’ S 46°08’01.1’’ W

20°45’45.0’’ S 46°08’27.4’’ W

20°44’43.65’’ S 46°08’5.64’’ W

20o44’45.2’’ 46o08’04.6’’

Guapé-2 G2

20°48’13.1’’ S 46°09’40.7’’ W

20°48’16.8’’ S 46°10’10.90’’ W

20°48’3.096’’ S 46°9’53.92’’ W

20o48’04.8’’ 46o09’40.8’’

Guapé-3 G3

20°50’33.7’’ S 46°09’40.9’’ W

20°49’07.8’’ S 46°10’10.7’’ W

20°50’33.79’’ S 46°09’41.86’’ W

20o49’44.7’’ 46o10’29.2’’

Itaci-1 I1

21°02’05.7’’ S 46°00’52.8’’ W

21°02’41.9’’ S 46°00’48.1’’ W

21°02’47.36’’ S 46°00’52.52’’ W

21o 02’50.8’’ 46o01’29’’

Itaci-2 (I2)

20°59’41.6’’ S 46°00’42.1’’ W

20°59’37.5’’ S 46°00’32.8’’ W

20°59’36.42’’ S 46°00’38.62’’ W

20o 59’ 38.7’’ 46o00’30.0’’

Itací-3 (I3)

21°06’09.2’’ S 46°57’50.6’’ W

21°06’ S 46°57’36’’ W

21o 06’15.9’’ 45o58’00’’

Fama-1 (F1)

21°25’16.1’’ S 45°44’14.1’’ W

21°25’28.2’’ S 45°44’37.8’’ W

21°25’28.2’’ S 45°44’38.72’’ W

21o 25’28.2’’ 45o44’47.7’’

Fama-2 (F2)

21°24’13.6’’ S 45°48’37.9’’ W

21°24’57.3’’ S 45°48’03.2’’ W

21°24’59.54’’ S 45°47’46.57’’ W

21o 24’55.2’’ 45o48.3’2.0’’

Fama-3 (F3)

21°23’47.9’’ S 45°49’39.0’’ W

21°23’42.97’’ S 45°49’40’’ W

21o 23’50.3’’ 45o49’38.1’’

Os pontos Itací 3 e Fama 3 foram estabelecidos após a primeira coleta no mês

de agosto-1999, tendo como objetivo na inserção desses pontos cobrir um espaço

maior ao longo do eixo do Sapucaí.

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A temperatura, o oxigênio dissolvido e a condutividade foram mensurados “in

situ” em toda a coluna de água. Utilizou-se um oxímetro-termístor (YSI, modelo 30) e

um condutivímetro (YSI, modelo 30). A transparência da coluna d`água através da

profundidade foi obtida com o disco de Secchi.

Amostras para as análises físico-químicas e de clorofila-a foram coletadas com

una garrafa de Van-Dorn de PVC de 2L na profundidade do disco de Secchi

correspondente e acondicionadas em frascos de plástico. A concentração de clorofila-

a foi determinada segundo método espectrofotométrico descrito por Lorenzen (1967).

O fósforo total e ortofosfato foram determinados segundo Murfhy & Riley (1962). O

nitrito, nitrato e a amônia, segundo método espectrofotométrico de Mackereth et al.,

(1978).

23

As amostras de zooplâncton foram coletadas através de arrastos verticais em

toda a coluna de água com uma rede cônica de tamanho de poro de 90 µm e diâmetro

de 40 cm. O filtrado foi recolhido em frascos de polietileno de 250 ml, e as amostras

fixadas em formalina com sacarose (4%) tamponada (pH 7,6-7,8) com uma solução

de borato de sódio (Na2 B4 O7, 10 H2O), imediatamente depois de terem sido coradas

com o corante vital Rosa de Bengala.

Para as análises quantitativas do zooplâncton foram contados e medidos

organismos até pelo menos 700 indivíduos de cada amostra através de sub-

amostragens de 1ml com uma pipeta Hensen-Stempel, transferidas a uma lâmina

Sedgewick-Rafter e levadas ao microscópio Leica DMLB. Para a análise qualitativa do

zooplâncton, os principais grupos de organismos foram identificados até o nível da

espécie quando possível em base as chaves de identificação (Smith & Fernando,

1980; Matasamura-Tundisi & Rocha, 1983; Van de Velde, 1984; Reid, 1985;

Matasamura-Tundisi, 1986; Reid, 1987; Elmoor-Loureiro, 1990; Sendacz & Kubo,

1992; Elmoor-Loureiro, 1996) usando o microscópio Leica DMLB, assim como o

estereomicroscópio Leica WilD M3C.

A biomassa para cada espécie zooplanctônica foi estimada através das

correspondentes equações alométricas segundo McCauley (1984).

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Para definir os níveis tróficos ao longo do Sapucaí foram utilizadas as

distribuições probabilísticas de categorias tróficas em função das concentrações de

fósforo total, valores médios da clorofila e profundidade média do disco de Secchi.

Essas distribuições, baseiam-se no modelo de classificação de limites tróficos abertos

e superpostos proposto pela Organização para a Cooperação Econômica e

Desenvolvimento (OCED) a partir dos resultados obtidos no estudo internacional sobre

a eutrofização (Ryding & Rast, 1989). Os resultados desse estudo estão publicados no

documento da OCED (1982).

O sistema de classificação de limites abertos considera uma massa de água

corretamente classificada quando não tem mais de um parâmetro do esquema de

classificação que desvia do seu valor médio geométrico um valor de ±2 (Ryding &

Rast, 1989).

Assim, foram inseridos os resultados de fósforo total, clorofila e profundidade

do disco de Secchi medidos em cada área do Rio Sapucaí, nas curvas de distribuição

correspondente a cada variável (Ryding & Rast, 1989), obtendo as correspondentes

classificações e tendências dos níveis tróficos para cada área considerada.

24

Análises da variância one-way ANOVA e Kruskal-Wallis foram realizadas com o

software STATISTICA 5.0 para testar as possíveis variações entre os diferentes

pontos de coleta ao longo do eixo central do reservatório, assim como, entre as

diferentes épocas do ano em que foram coletadas as amostras.

Antes da aplicação dos testes acima, foi comprovado o cumprimento dos pré-

requisitos necessários para a realização das análises. Sendo as amostras

independentes, foi testado para todas as variáveis tanto bióticas como abióticas, o

pressuposto da distribuição normal dos dados mediante o teste de Shapiro-Wilk´s W e

a existência de homogeneidade de variâncias através do teste de Levene. A partir dos

resultados obtidos, foram feitas transformações (ln (x+1)) para obter distribuição

normal e homocedasticidade da condutividade, clorofila, nitrato, amônia, fósforo

orgânico e profundidade do disco de Secchi, assim como, da biomassa de todos os

grupos zooplanctônicos. Porém, a variância mudou com a média não podendo aceitar,

pelo tanto, a hipótese nula de homogeneidade de variâncias. Devido ao não

cumprimento dos pressupostos precisos para a realização de uma análise da variância

one-way ANOVA, foi aplicado nessas variáveis (explicativas e bióticas) o teste não

paramétrico de análise da variância Kruskal-Wallis. Esse teste é utilizado para

contrastar a hipótese nula de que as amostras procedem de k subpopulações (k>=2),

nas quais a distribuição da variável X é a mesma mediante a comparação das médias

dos valores ranqueados ao ordenar os valores da amostra conjunta de maior a menor

(Ferran Aranaz, 1996).

A relação entre os padrões de variação da abundância de espécies ou de

grupos na comunidade zooplanctônica (variáveis bióticas) com os padrões de variação

dos parâmetros ambientais (variáveis explicativas) em forma de gradientes, foi

analisada através da matriz da abundância de espécies numa análise canônico de

correspondência (CCA). Segundo Ter Braak & Verdnschot, (1995), a análise canônica

de correspondência é amplamente usada no âmbito das ciências aquáticas. Esse tipo

de análise tem sido usado nos últimos anos para detectar e medir padrões de

superfície, incluindo o espaço na modelagem ecológica da heterogeneidade espacial

do zooplâncton (Pinel-Alloul & Pont, 1991).

O método procura a correlação máxima entre as combinações lineares dos

dois conjuntos de variáveis através de uma Análise Canônica de Correspondência

(CCA) com o estudo da covariância entre os dois grupos de variáveis (Ferran Aranaz,

1996). Assim, a partir dessas combinações lineares e como resultado do agrupamento

dos diferentes pontos amostrados, poderá ser verificada a existência de diferentes

áreas com níveis de trofia no reservatório.

25

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A temperatura média da água durante o período de estudo variou entre 180C

no mês de julho (época de seca, inverno) e 280C no mês de fevereiro (época de

chuva, verão). O oxigênio dissolvido apresentou o máximo valor também no verão com

10,2 mg.l-1 e o mínimo foi atingido em agosto, sendo de 5,2 mg.l-1. Entre os diferentes

pontos amostrados, essa variável oscilou entre de 6,1 mg.l-1 em Mangueira a 10,2

mg.l-1 em Fama. A condutividade quase sempre apresentou os valores maiores nos

pontos mais à montante do reservatório (região de Fama), com valores próximos a 45

µS.cm-1 em fevereiro e em outubro. Na época chuvosa, entretanto, os valor máximos

de 56,5 e 57,6 µS.cm-1 foram observados nas regiões de Mangueira e Guapé

respectivamente.

O pH manteve-se entre 6,7 e 7,9 durante o período de estudo, sendo que nos

meses de agosto e outubro esses valores foram significativamente (p=0,0000) mais

altos do que em fevereiro e junho.

Estatisticamente, não houve diferenças significativas dos valores de

temperatura, oxigênio dissolvido, pH e condutividade nas diferentes áreas do

reservatório amostradas num mesmo período, mas essas diferenças foram

significativas (p<0,05) quando comparados com as diferentes épocas do ano. As

diferenças foram determinadas através da análise da variância ANOVA one-way para

todas as variáveis exceto para a condutividade que foi testada com a análise não

paramétrica Kruskal-Wallis.

Os valores médios dessas variáveis obtidos nos quatro meses coletados,

assim como, os resultados das análises estatísticas realizadas estão expostos nas

Tabelas II, III, IV V, VI e VII respectivamente.

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Areas amostradas

Agosto-999

Outubro-1999

Fevereiro-2000

Julho-2000

Mangueira 21 20 25 21 Temperatura (OC) Guapé 21 20 27 19

Itací 21 19 28 18 Fama 20 21 28 16

Mangueira 35.7 35.5 56.5 33.9 Condutividade (µS.cm-

1) Guapé 37.8 36.3 57.6 35.6

Itací 39.0 38.1 43.5 36.4 Fama 41.6 44.8 45.0 35.8 Mangueira 7.4 7.5 6.7 6.8 Guapé 7.6 7.7 6.8 7.1

pH Itací 7.6 7.4 7.0 7.0 Fama 7.9 7.8 7.1 7.4 Mangueira 5.8 8.0 7.9 5.2 Guapé 6.1 7.9 9.5 6.1

OD (mg.l-1) Itací 5.2 7.9 10.2 7.7 Fama 6.1 8.7 10.2 8.3

Os maiores valores dos teores de sólidos totais em suspensão (15,3 mg.l-1

;Tabela VII), foram geralmente observados em Fama e os menores (1,0 mg.l-1) em

Mangueira. Embora não apresentaram diferenças significativas na escala espacial

(Tabela III), essas diferenças foram significativas quando comparados com os meses

entre si (Tabela IV).

Na determinação da profundidade de penetração da luz através da coluna de

água a maior transparência observada foi de 4,6 m em Mangueira no mês de agosto.

Em fevereiro, essa profundidade foi a menor do período amostrado para todos os

pontos de coleta exceto para Fama 1 que apresentou a menor profundidade em

outubro (0,7 m) (Figura 2; Tabela VII). Houve diferenças significativas tanto entre os

diferentes pontos de coleta quanto as diferentes estações do ano (Tabela V).

A clorofila (Figura 2), apresentou o máximo valor (Tabela VI) em Fama no mês

de fevereiro (11,0 µg.l -1) e o mínimo em Mangueira nos meses de agosto e julho (1,0

µg.l -1), sendo essas diferenças entre os locais e a época do ano estatisticamente

significativas (p<0.05; Tabela V).

O nitrito (Figura 3), mostrou as maiores concentrações em Fama em quase

todos os meses coletados atingido o maior valor no mês de outubro (10,0 µg.l –1)

sendo que, em fevereiro, a maior concentração (7,0 µg.l –1 ) foi medida em Guapé.

Esse nutriente variou significativamente (Tabelas III e IV) entre pontos e épocas

27

amostradas.

O íon amônio apresentou uma concentração máxima de 130,0 (µg.l –1) em

Fama 2 no mês de outubro (Figura 3), sendo que, para esse mesmo mês e na maioria

dos pontos, a concentração desse nutriente foi não detectável pelo método. Nesses

pontos obtiveram-se as maiores concentrações em julho. A variação de amônio foi

significativa tanto na escala espacial quanto na temporal (Tabela, V).

A concentração de nitrato atingiu 174,0 µg.l-1 em Mangueira (à jusante) e 369,0

µg.l-1 em Fama (à montante) no mês de outubro. Porém, no mês de fevereiro esse

nutriente mostrou um padrão contrário sendo que, o máximo valor (176,0 µg.l -1) foi

atingido em Guapé e o mínimo (90,0 µg.l -1) em Fama (Tabela VI). Essas diferenças

encontradas entre a jusante e a montante do reservatório não foram significativas

(p=0,4194), mas sim quando comparadas entre as épocas seca e chuvosa (p<0,0003).

O fósforo orgânico, teve valores similares a longo do reservatório sendo que,

em outubro as regiões de Mangueira, Itací e Fama as concentrações foram de 11,0

(µg.l –1 de P-PO4) mostrando, portanto, diferenças não significativas (p=0,2478) entre

os pontos. (Figura 4). Porém, o nutriente variou significativamente (p=0,0008) durante

os meses coletados, sendo que a menor concentração foi encontrada em fevereiro

com 1,0 (µg.l –1 de P-PO4) e a maior (11 µg.l –1 de P-PO4) em outubro (Tabela VI).

O máximo valor de fósforo total foi atingido em Fama 2 no mês de outubro com

um valor de 50,0 (µg.l -1), sendo o valor mínimo de 3,0 (µg.l -1) observado em

Mangueira 2, no mês de agosto (Figura 4). Em todos os meses amostrados, esse

nutriente apresentou uma clara tendência a aumentar sua concentração desde a

jusante até a montante, sendo as diferenças significativas entre os pontos coletados

(Tabela III), mas não durante o período de estudo (Tabela IV).

Os resultados expostos acima demonstram a nítida existência de um gradiente

espacial definido pelas diferentes variáveis abióticas estudadas sendo que, houve

diferenças estatisticamente significativas das concentrações de fósforo total , amônio,

nitrito e clorofila ao longo do eixo central do reservatório desde a barragem até a

região à montante. Todas elas foram máximas em Fama e mínimas em Mangueira e

Guapé exceto para o nitrito que teve o mínimo valor em Itací.

28

Agosto-1999C

loro

fila

(µgl-1

)

Sec

chi (

m)

0123456789101112

0123456789

101112

M1 M2 M3 G1 G2 G3 I1 I2 F1 F2

Clorofila (µgl -1)Secchi (m)

Outubro-1999

Clo

rofil

a (µ

gl-1)

Sec

chi (

m)

0123456789101112

0123456789

101112

M1 M2 M3 G1 G2 G3 I1 I2 F1 F2 F3


Fevereiro-2000

Clo

rofil

a (µ

gl-1)

Sec

chi (

m)

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

4,5

5,0

0123456789

101112

M2 M3 G1 G2 G3 I1 I2 F1 F2 F3


Julho-2000

Clo

rofil

a (µ

gl-1)

Sec

chi (

m)

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

4,5

5,0

0123456789

101112

M1 M2 M3 G1 G2 G3 I1 I2 F1 F2 F3


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29

Agosto-1999N

O2

(µgl

-1)

NH 4

(µgl

-1)

024681012141618202224

0

2

4

6

8

10

12

14

M1 M2 M3 G1 G2 G3 I1 I2 F1 F2

NO2 (µgl -1)

NH4 (µgl -1)

Outubro-1999

NO

2 (µ

gl-1

)

NH 4

(µgl

-1)

0

20

40

60

80

100

120

140

0

2

4

6

8

10

12

14

M1 M2 M3 G1 G2 G3 I1 I2 F1 F2 F3

NO2 (µgl -1)

NH 4 (µgl -1)

Fevereiro-2000

NO

2 (µ

gl-1

)

NH

4 (µ

gl-1

)

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10

12

14

M2 M3 G1 G2 G3 I1 I2 F1 F2 F3

NO2 (µgl -1)

NH4 (µgl -1)

Julho-2000

NO

2 (µ

gl-1

)

NH 4

(µgl

-1)

024681012141618202224

0

2

4

6

8

10

12

14

M1 M2 M3 G1 G2 G3 I1 I2 F1 F2 F3

NO2 (µgl -1)

NH 4 (µgl -1)

��E<�� ,E��µ��)9$�� P��IQ��µ��)9$��

��" J"��D�#J#��FD��J��(D� J �� $�� )

9MMMD��)9MMMD�L��);GGGD�L��=�);GGG<�� +�� 3<��(�� %�,3%�B��

�� &��(��B�(� ��F��B��

�� $<�,��

�NG<GO�� $<� SS DF MS F p Temperatura 80.10 38 2.1079 76.07257 .000000 O.D. 30.73 38 .8088 37.15042 .000000 PH 2.48 38 .0651 16.99402 .000000 STS 16045.78 38 422.2573 50.73754 .000000 P-Total 3777.85 38 99.4170 1.44992 .243538 N-NO2 215.05 38 5.6591 3.45012 .025903

30

Agosto-1999P

-Tot

al (

µgl-1

)

PO

4 (µ

gl-1

)

0

2

4

6

8

10

12

14

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

M1 M2 M3 G1 G2 G3 I1 I2 F1 F2

P_Total (µgl -1

PO4 (µgl -1)

Outubro-1999

P-T

otal

(µgl

-1)

PO

4 (µ

gl-1

)

0

2

4

6

8

10

12

14

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

M1 M2 M3 G1 G2 G3 I1 I2 F1 F2 F3

P-Total (µgl -1) PO4 (µgl -1)

Feveriro-2000

P-T

otal

(µg

l-1)

PO

4 (µ

gl-1

)

0

2

4

6

8

10

12

14

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

M2 M3 G1 G2 G3 I1 I2 F1 F2 F3

P_Total (µgl -1)PO4 (µgl -1)

Julho-2000

P-to

tal

(µgl

-1)

PO

4 (µg

l-1)

0

2

4

6

8

10

12

14

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

M1 M2 M3 G1 G2 G3 I1 I2 F1 F2 F3

P-Total (µgl -1) PO4 (µgl -1)

�� Q<�� R��6,Q� �µ��)9$�� µ��)9$��

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+��3<��(��I��&��>��S��)T ��

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�� <� ,��

��NG<GO<�

�

Variáveis Físico-químicas Espacial Temporal H(3; n=42) P H(3; n=42) P Conditividade 6,690240,0825 22,35620 0,0001 Clorofila-a 22,87510 0,0000 11,57560 0,0090 Disco de Secchi 13,8760 0,0031 19,53040 0,0002 N-NO3 2,824495 0,4194 18,59321 0,0003 N-NH4 10,6889 0,0135 13,53040 0,0043

31

+��3�<�3�� F��&��B�(� �� &��

�� F��<�

� Pontos

coletados Agosto-

1999 Outubro-

1999 Fevereiro-

2000 Julho-2000

Mangueira nd nd 8 12 NH4 (µg.l-1 de N-NH4) Guapé 7 1 9 7

Itací 3 1 8 14 Fama 3 95 12 19 Mangueira 1 2 4 1

NO2 (µg.l-1 de N-NO2) Guapé 2 3 7 1 Itací 1 5 1 1 Fama 4 10 3 4 Mangueira 182 174 164 107

NO3 (µg.l-1 de N-NO3) Guapé 180 200 176 126 Itací 209 260 93 101

Fama 276 369 90 188 Mangueira 5 8 12 15

P-total (µg.l-1) Guapé 10 11 13 19 Itací 9 13 16 23

Fama 32 35 20 28 Mangueira 1 10 1 7

P-PO4 (µg.l-1 de P-PO4)

Guapé 5 4 4 7

Itací 5 11 4 6 Fama 5 10 5 10 Mangueira 1 2 3 1

Clorofila-a (µg.l-1) Guapé 2 3 4 3 Itací 3 5 7 5 Fama 4 5 11 7

+��3��<��(��H��C��

�� (��)�B�(� ��<� Parâmetros físico-químicos Média SD Máximo Mínimo Disco de Secchi (m) 2,3 1,2 4,6 0,7 Condutividade (µS.cm-1) 41,2 9,0 74,1 33,7 Temperatura (oC) 21,6 3,7 28,7 15,7 Oxigênio dissolvido (mg.l-1) 7,6 1,7 10,8 4,4 NO2 (µg.l-1 de N-NO2) 3 2 13 1 NO3 (µg.l-1 de N-NO3) 180 73 395 83 N-NH4 (µg.l-1 de N-NH4) 18 27 130 1 P-total (µg.l-1 de N-PO4) 16 10,13 50 3 P-PO4 (µg.l-1 de P-PO4) 5 3 13 Nd PH 7,3 0 8,1 6,5 Clorofila-a (µg.l-1) 4 2 11 1 STS (mg.l-1) 4,3 3,1 15,3 1

32

��

Com o intuito de responder à questão de qual é a condição ou condições

tróficas ao longo do braço do Rio Sapucaí do reservatório de Furnas, optou-se por um

modelo de distribuições probabilísticas de categorias tróficas baseado na classificação

de limites tróficos abertos e publicado pela OECD (1982). Esse modelo considera a

possível superposição entre condições tróficas limites (OECD, 1982 apud Ryding &

Rast, 1989) em uma mesma massa de água.

Foram consideradas, para a aplicação do modelo, as concentrações de fósforo

total (ug.l-1), clorofila-a (ug.l-1) e a profundidade (m) do disco de Secchi em cada uma

das quatro regiões estudadas. É interessante lembrar que essas três variáveis

apresentaram diferencias significativas ao longo dos pontos coletados.

O resultado do modelo (Tabela VIII), mostra claramente que independente do

parâmetro escolhido é a região de Fama, localizada à montante do reservatório, a que

tende a atingir um grau de trofia maior sendo que, Mangueira perto da barragem,

apresenta os níveis tróficos menores definindo, portanto, um claro gradiente desde a

barragem até a jusante do reservatório ao longo do eixo central do braço do Rio

Sapucaí.

+�� 3��<� 6�� "��C� #��FC� ��(� ��

�� ,��C�9MU;<� Estado trófico Parâmetro Mangueira Guapé Itací Fama

P-total 10% 5% 0 0 Clorofila-a 0 0 0 0

Ultraoligotrófico

Prof. Secchi 0 0 0 0 P-total 65% 55% 45% 12% Clorofila-a 2% 0 0 0

Oligotrófico

Prof. Secchi 2% 2% 0 0 P-total 25% 38% 50% 65% Clorofila-a 38% 21% 15% 1%

Mesotrófico

Prof. Secchi 38% 38% 11% 0 P-total 0 1% 1% 15% Clorofila-a 55% 62% 61% 40%

Eutrófico

Prof. Secchi 50% 50% 53% 20% P-total 0 0 0 0 Clorofila-a 4% 15% 21% 55%

Hipereutrófico

Prof. Secchi 16% 16% 34% 78%

O modelo ainda mostra a dependência do estabelecimento de uma condição

trófica com o parâmetro considerado, porém, a tendência no nível trófico que cada

área apresenta não varia.

Assim, quando considerado o fósforo como parâmetro de determinação da

condição trófica, os níveis de trofia em todos os pontos são considerados menores,

33

mas sempre mantendo o gradiente trófico existente entre as áreas. Com respeito a

esse parâmetro, destacam-se as tendências mostradas nas áreas de Itací e Fama, já

que, esse foi o único parâmetro que as considerou ainda como oligotróficas.

A profundidade da transparência da água indicou os maiores graus de trofia

sendo que, a clorofila se manteve entre níveis tróficos intermediários marcados pelos

anteriores.

É interessante considerar as probabilidades mostradas em Mangueira, Guapé

e Itací segundo a concentração da clorofila. As três áreas apresentam um 55, 62 e

61% de probabilidades de serem consideradas como eutróficas. Não entanto,

Mangueira tem ainda um 38% de probabilidade de ser mesotrófica e apenas um 4%

de hipereutrófica sendo que, Guapé teve 21% de probabilidade de ser considerada

como mesotrófica e um 15% hipereutrófica, porém Itací alcançou uma probabilidade

de 15% sob uma condição mesotrófica e 21% hipereutrófica. Portanto, o que

diferencia claramente os pontos mencionados é como se distribui a probabilidade total

de cada ponto e não apenas o valor da probabilidade maior. Assim, no exemplo

mencionado acima, pode parecer numa primeira avaliação que as três áreas

apresentam o mesmo estado trófico quando, na realidade, as tendências delas

mostram que não é assim.

��

Um total de vinte espécies de crustáceos planctônicos foram identificadas

sendo doze de elas pertencentes à ordem Cladocera e oito à ordem Copepoda.

A Tabela IX mostra a relaçao das espécies encontradas assim como a

biomassa máxima e média atingida por cada uma de elas considerados todos puntos e

épocas coletadas. A Tabela X mostra a biomassa média obtida para cada espécie

segundo cada área amostrada.

Os cladóceros estiveram presentes em todos os pontos coletados com

exceção de Moina minuta e Bosminopsis deitersi, que não foram observados nos

pontos mais à jusante do reservatório (Mangueira e Guapé; Tabela X). No entanto,

essas duas espécies atingiram o máximo da biomassa zooplanctônica encontrada no

reservatório dentre as amostras coletadas, sendo de 32,85 µgPS.l-1 para a M. minuta e

de 26,62 µgPS.l-1 para B. deitersi ambos valores registrados na região de Fama para

as duas espécies.

As quatro espécies de Calanoida encontradas apresentaram a maior biomassa

em Mangueira 1 e em todas as datas de coleta, exceto para N.ihieringi encontrado em

maior abundância em Mangueira 3, sendo essa espécie a que apresentou menor

34

biomassa (0,27 µgPS.l-1). Dentre os Calanoida, a espécie Notodiaptomus henseni teve

o máximo de biomassa com um valor de 5,47 µgPS.l-1 em Mangueira 1.

O presente estudo comprova a importância dos Calanoida em áreas com um

menor grau de trofia, já que das quatro espécies coletadas desse grupo, apenas

Argirodiaptomus furcatus e Notodiaptomus hieringi atingiram uma biomassa de apenas

0,12% e 0,08% da biomassa total coletada no ponto mais eutrófico do reservatório

(Fama). As outras duas espécies de Calanoida, Notodiaptomus cearensis e N.henseni

não foram coletadas nesse ponto, sendo que chegaram a atingir uma biomassa

relativa no ponto mais oligotrófico (Mangueira), de 9,07 e 11,39% respectivamente.

Nesse mesmo ponto, esses valores foram de 6,9 e 1,45% para as espécies

Argirodiaptomus furcatus e Notodiaptomus hieringi (Figura 5).

O Cyclopoida Metacyclops mendocinus foi apenas coletado em Fama. A

biomassa das quatro espécies de Cyclopoida, Metacyclops mendocinus, Mesocyclops

ogunnus, Thermocyclops decipiens e Thermocyclops minutus que representaram

menos do 10% da biomassa total no ponto perto da barragem (Mangueira), foi

aumentando gradualmente em direção aos pontos mais distais e eutróficos (Figura 5).

Thermocyclops decipiens, por exemplo, foi a espécie de Cyclopoida que atingiu a

maior biomassa, sendo essa de 5,8 µgPS.l-1, ou seja, 5,5% da biomassa total

encontrada nesse ponto.

A maioria dos cladóceros considerados de grande porte (Daphnia guessneri,

Diaphanosoma fluviatille, D. spinulosum, D. brevireme, Moina minuta e Moina micrura)

teve sempre uma biomassa relativa maior nos pontos de Mangueira e Guapé, exceção

feita a Moina micrura (Figura 5) Assim, Daphnia guesneri com 22% e Diaphanosoma

spinulosum que registrou até 23% nesses pontos, confirmam essa tendência. Essa

última espécie, também não foi coletada nos pontos considerados de maior grau de

trofia do reservatório (Itací e Fama). Nesses pontos, a maior biomassa relativa foi

atingida pelos pequenos cladóceros (Bosminopsis deitersi, Bosmina longirostris,

B.hagmanni, Ceriodaphnia cornuta, C.rigaudi, Ceriodaphnia sp.) tais como Bosmina

longirostris e Bosminopsis deitersi que representaram o 23,1 % e o 28,8 % da

biomassa total nesses pontos, respectivamente. Destacam-se as elevadas biomassas

de Moina micrura em Fama, representado o 17,2% da biomassa total. Ceriodaphnia

cornuta e C. cornuta rigaudi tiveram as menores biomassas dentre os cladóceros,

atingindo um valor máximo de até 1,50 µgPS.l-1 (Tabela IX) em Guapé 3.

35

+�� V<�1�� µ�6'<�)9$� � &*�� F�� H��F��P��

�� <�

Espécies de zooplâncton Máximo (µgPS.l-1)Média (µgPS.l-1)

CLADOCERA

Daphnia guessneri HERBST, 1967 5,47 1,01 (1,42) Bosminopsis deitersi RICHARD, 1895 26,62 1,89 (5,47) Diaphanosoma fluviatile HANSEN, 1899 14,43 0,47 (2,29) Diaphanosoma spinulosum HERBST, 1967 4,65 0,89 (1,22) Diaphanosoma brevireme SARS 1901 2,24 0,17 (0,43) Ceridaphnia cornuta SARS, 1886 1,50 0,16 (0,34) Ceriodaphnia cornuta riguadi 0,58 0,08 (0,14) Ceriodaphnia sp 9,54 0,35 (1,45) Bosmina longirostris O.F. MULLER, 1785 8,68 1,20 (2,03) Bosmina hagmanni STINGELIN, 1904 16,50 0,62 (2,55) Moina minuta HANSEN, 1899 32,85 1,25 (4,96) Moina micrura KURZ, 1874 13,77 0,46 (2,16) CALANOIDA Argyrodiaptomus furcatus SARS, 1901 1,83 0,13 (0,33) Notodiaptomus iheringi WRIGHT, 1935 0,27 0,03 (0,07) Notodiaptomus cearensis WRIGHT, 1936 3,65 0,15 (0,59) Notodiaptomus henseni DAHL, 1891 5,47 0,14 (0,83) CYCLOPOIDA Metacyclops mendocinus WIERZEJSKI, 1983 2,54 0,08 (0,40) Mesocyclops ogunnus ONABAMIRO, 1957 2,41 0,12 (0,48) Thermocyclops decipiens KIEFER 5,83 0,43 (1,18) Thermocyclps minutus LOWNDES, 1934 1,94 0,20 (0,39) ��!"��

A distribuição da biomassa dos diferentes grupos zooplanctônicos a longo do

eixo central do reservatório de Furnas, assim como no sub-eixo do Sapucaí, foi

testada mediante o teste não paramétrico da variância Kruskal-Wallis. Segundo os

resultados da análise (Tabela XI), existe uma distribuição heterogênea espacial da

biomassa de cladóceros de pequeno porte e adultos e nauplii de Calanoida e

Cyclopoida porém, a biomassa dos cladóceros de grande porte não apresentaram

diferenças significativas nessa componente espacial. Para se testar se o efeito sazonal

interferiu na manutenção dos padrões de distribuição da biomassa relativa na

componente espacial, foi realizada uma segunda análise da variância testando-se a

variação da biomassa do zooplâncton em função das diferentes épocas do ano,

tomadas como diferentes tratamentos. Considerou-se as seguintes fases do ciclo

sazonal: época de seca (agosto/1999 e julho/2000), começo da estação chuvosa

(outubro/1999) e época chuvosa (fevereiro/2000). As estatísticas H (e os valores de p)

demonstram que o efeito sazonal não foi muito importante na maioria dos grupos, já

36

que, apenas os nauplii de Cyclopoida apresentaram diferenças estatisticamente

significativas (Tabela XII) entre as quatro épocas do ano consideradas

�

+�� V<� 1�� µ�6'<�)9$� � F�� F�� P��

�� &�� <�

Espécies de zooplâncton Mangueira Guapé Itací Fama CLADOCERA (µgPS.l-1) (µgPS.l-1) (µgPS.l-1) (µgPS.l-1) Daphnia guessneri HERBST, 1967 0.89 1.37 2.05 0.09 Bosminopsis deitersi RICHARD, 1895 0.00 0.00 0.05 7.70 Diaphanosoma fluviatile HANSEN, 1899 0.01 0.00 0.14 1.63 Diaphanosoma spinulosum HERBST, 1967 0.35 1.23 1.52 0.79 Diaphanosoma brevireme SARS 1901 0.28 0.32 0.02 0.00 Ceridaphnia cornuta SARS, 1886 0.07 0.19 0.29 0.17 Ceriodaphnia cornuta riguadi 0.05 0.05 0.26 0.01 Ceriodaphnia sp 0.07 0.14 0.42 0.99 Bosmina longirostris O.F. MULLER, 1785 0.22 0.61 2.43 2.03 Bosmina hagmanni STINGELIN, 1904 0.39 0.18 0.09 1.99 Moina micrura KURZ, 1874 0.09 0.14 0.30 4.31 Moina minuta HANSEN, 1899 0.00 0.00 0.02 1.77 CALANOIDA Argyrodiaptomus furcatus SARS, 1901 0.28 0.16 0.04 0.03 Notodiaptomus iheringi WRIGHT, 1935 0.06 0.01 0.02 0.02 Notodiaptomus cearensis WRIGHT, 1936 0.36 0.09 0.17 0.00 Notodiaptomus henseni DAHL, 1891 0.46 0.04 0.02 0.00 CYCLOPOIDA Metacyclops mendocinus WIERZEJSKI, 1983 0.00 0.00 0.00 0.33 Mesocyclops ogunnus ONABAMIRO, 1957 0.01 0.06 0.00 0.43 Thermocyclops decipiens KIEFER 0.01 0.10 0.24 1.41 Thermocyclps minutus LOWNDES, 1934 0.03 0.08 0.31 0.46

�

37

Cyclopoida Calanoida Cladocera grande porte Cladócera pequeno porte

Agosto

0%

20%

40%

60%

80%

100%

m1 m2 m3 g1 g2 g3 i1 i2 f1 f2

Outubro

0%

20%

40%

60%

80%

100%

m1 m2 m3 g1 g2 g3 i1 i2 f1 f2 f3

Fevereiro

0%20%

40%

60%

80%

100%

m2 m3 g1 g2 g3 i1 i2 f1 f2 f3

Julho

0%20%

40%

60%

80%

100%

m1 m2 m3 g1 g2 g3 i1 i2 f1 f2 f3

�

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#J#��FD��J��(D� J �� $�� K;GGGD�L��=�K;GGGD��K9MMMD�

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+��V�<��(��I��&��>��S��)T ��

�� P�� B��

&�� $<� ,��

��NG<GO�� $<�

. Grupo H(3; n=42) p Cyclopoida

13,9300

0,0030

Calanoida 9,125594 0,0277 Nauplii Cyclopoida 8,204491 0,0420 Nauplii de Calanoida 10,58182 0,0142 Cladóceros grande porte 6,306712 0,0976 Cladóceros pequeno porte 24,99699 0,0000

38

+��V��<��(��I��&��>��S��)T ��

�� P�� B��

F�� B�� $<� ,��

�� NG<GO�� $<�

Grupo H (3; n=42) P Cyclopoida

7,30897

0,0627

Calanoida 5,082243 0,1659 Nauplii Cyclopoida 17,05925 0,0007 Nauplii de Calanoida 6,670774 0,0832 Cladóceros grande porte 2,574504 0,4620 Cladóceros pequeno porte 3,352458 0,3404

Embora não tenham sido significativas, nota-se a existência de nítidas

diferenças sazonais nas abundâncias relativas de Calanoida, Cyclopoida, cladóceros

de grande e pequeno porte ao longo do eixo central de reservatório (Figura 5).

Destaca-se a variação temporal na abundância relativa dos Cyclopoida, podendo-se

observar a diminuição dessas abundâncias nos meses de julho e agosto. Os

Calanoida aumentaram nos meses de agosto e outubro para diminuir na época de

chuva (fevereiro) e no começo da seca (junho). Observar, porém que essa diferença

não foi significativa (p=0,1659).

� ��

O gradiente trófico existente na represa foi refletido pela análise multivariada

CCA (Figuras 6 e 7). Os dois eixos principais resultantes da análise canônica

apresentaram autovalores de 0,63 e 0,29 os quais explicaram cumulativamente 66.3%

da variância total das variáveis ambientais (explicativas) e bióticas (biomassa de

zooplâncton). Apenas o eixo 1 foi estatisticamente significativo (Chi² (30)=115,2953;

p=0,0000). Os coeficientes de correlação entre o eixo 1 e as variáveis ambientais

mostraram correlações 0,98, 0,69, 0,65, 0,32 e -0,42 com as concentrações de NH4, P-

Total, NO2, clorofila e profundidade de disco de Secchi, respectivamente.

O gráfico biplot (Figura 6) contendo as variáveis explicativas e as variáveis

bióticas (biomassa de zooplâncton) reflete a associação existente entre ambos grupos

de variáveis. Assim, pode-se observar que houve uma relação entre biomassa de

cladóceros de pequeno porte e formas nauplii de Calanoida com o aumento nas

concentrações de amônia no reservatório, assim como, dos grandes cladóceros e

nauplii de Cyclopoida com respeito ao nitrito. Ainda, a análise demonstra a

sensibilidade dos adultos de Calanoida às altas concentrações de nutrientes na água

refletido na sua posição com respeito ao eixo 1 em oposição aos organismos

39

tipicamente encontrados nas regiões mais eutróficas. Portanto, a análise ainda

demonstra que essa heterogeneidade espacial, existente nas condições físico-

químicas da água, é refletida nas variáveis bióticas, principalmente nas distribuições

da biomassa de cladóceros de pequeno porte e das formas adultas de Calanoida e

Cyclopoida.

Os pontos mais eutróficos da região de Fama formaram um grupo situado na

porção positiva do eixo 1 (Figura 7). O ponto de menor nível de eutrofia (Mangueira)

ficou na região negativa do eixo 1 em posição nitidamente oposta aos pontos de

Fama. É interessante notar que os pontos pertencentes as regiões intermediárias de

Guapé e Itací ficaram alinhados (de forma não proporcional) em posições

intermediárias entre as regiões de Mangueira e Fama (Figura 7). Assim, essa análise

demonstra, de modo quantitativo, o nítido gradiente de trofia existente ao longo do

eixo central e do sub-eixo do Rio Sapucaí. Isto é comprovado pelo posicionamento

oposto no diagrama biplot de grupos de estações de coletas próximas à barragem

do lago (Mangueira e Guapé) em contraste com grupos de pontos referentes às

estações mais à montante do reservatório (Itací e Fama).

Eixo 1

Eix

o 2

P-Total

Clorof.

NO2

NH4Secchi

Cycl.

Calan.

N.cyc.

N.cal

Clad.gr.

Clad.peq.

-0,6

-0,4

-0,2

0,0

0,2

0,4

0,6

-0,6 -0,4 -0,2 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2

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40

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Segundo Esteves (1988), os indicadores do estado trófico aplicados para a

tipologia dos lagos temperados não são válidos para os corpos d’água tropicais. No

entanto, embora sejam precisos mais estudos sobre sistemas de água tropicais, os

dados existentes até o momento sugerem que as características das massas de água

oligotróficas e eutróficas são basicamente similares nas regiões temperadas e

tropicais/subtropicais sendo que, a principal diferença entre elas estaria relacionada ao

ritmo ou à magnitude do processo (Ryding & Rast, 1989).

O modelo utilizado no presente estudo (OECD 1982) mostrou ser eficaz, já

que, as probabilidades de estados tróficos encontradas, além de caracterizar a

condição trófica atual, indicam qual é a tendência que o corpo de água está seguindo.

A sua eficácia pode ser demonstrada pelas análises estatísticas conduzidas nesse

estudo, envolvendo tanto as variáveis abióticas e bióticas. Assim, segundo resultados

da análise canônica realizada, podem ser consideradas principalmente duas áreas

com distintos graus de trofia sendo, a área que abrange os pontos de Itací e Fama a

que tem um grau de trofía maior, e Mangueira e Guapé as menos eutrofizadas,

41

existindo ainda entre essas dois ultimas uma leve diferença. A tendência de todas as

áreas para graus de trofia maiores ficou claramente refletido na distribuição das

probabilidades de estado trófico desde jusante até a montante do reservatório. O

índice da OECD (1982), já foi aplicado com sucesso em algumas áreas tropicais como

é no Lago McIlwaine (República Sul- Africana) (Ryding & Rast, 1989).

Um outro índice muito usado tanto em estudos de áreas temperadas (i.g: Pace,

1982) quanto nas tropicais e subtropicais (i.g: Bays & Crisman, 1983; Esteves &

Sendacz, 1988; Schafer, 1988; Biscalquini, 1995; Nunes et al. 1996) é o Indice do

Estado Trófico de Carlson (Carlson, 1977), baseado na combinação dos teores de

fósforo, clorofila-a e a transparência da coluna de água, sendo que a classificação dos

graus de trofia dentro dos conceitos de oligotrofia, mesotrofia e eutrofia com os

diferentes graus intermédios que existem entre eles, é complicada e nem sempre

apropriada (Carlson, 1977). De acordo com Salas & Martino (1990), os limites das

concentrações dos nutrientes na estimativa do grau de trofia das regiões tropicais,

devem de ser modificadas permitindo níveis mais baixos de nutrientes.

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O enriquecimento em nutrientes essenciais de um corpo d’água é uma das

primeiras causas de eutrofização (Ryding & Rast, 1989). Uma das conseqüências

mais evidentes desse enriquecimento é a mudança das condições físico-químicas do

ambiente no qual a comunidade zooplanctônica se desenvolve. Dentre outros efeitos,

o mais direto é a variação na composição de espécies da comunidade fitoplanctônica,

assim como, na presença de bactérias e detritos no ambiente, determinando assim a

quantidade e a qualidade do recurso trófico disponível para o zooplâncton.

As respostas do zooplâncton à eutrofização nos reservatórios tropicais

brasileiros nem sempre são claras. Bini et al., (1997), descreveram a heterogeneidade

espacial dos principais grupos zooplanctônicos no reservatório de Broa (Itirapina-

Brotas, SP), estabelecendo que a variação da densidade dos cladóceros, nauplii e

copépodos é estruturada ao longo do espaço geográfico em forma de gradientes.

Esteves & Sendcaz (1988), em análise baseada em 16 reservatórios do Estado de

São Paulo, verificaram algumas correlações significativas entre os valores médios da

biomassa anual de cada grupo zooplanctônico e o Índice do Estado Trófico de Carlson

(IET) (Carlson, 1977). Geralmente, pode-se afirmar que com o aumento do grau de

trofia há aumento nas abundâncias de ciclopóides e diminuição de abundâncias ou

mesmo extinção de calanóides, mas há respostas contraditórias entre os cladóceros.

Assim, a distribuição dos crustáceos zooplanctônicos ao longo do eixo

longitudinal no reservatório de Furnas, mostra uma mudança na biomassa relativa de

42

Calanoida para Cyclopoida e o aumento dos cladóceros filtradores de pequeno porte

com o maior grau de trofia.

Esses padrões de distribuição dos grupos zooplanctônicos observados em

Furnas estão em concordância com vários estudos em outros locais (i.g: Ganon &

Stemberger, 1978; Bays & Crisman, 1983; Esteves & Sendacz, 1988; Seda &

Devetter, 2000), nos quais, as mudanças na distribuição do zooplâncton também

foram detectadas ao nível de grupo. Porém, de Bernardi et al. (1989) definiram a

existência de um padrão diferente afirmando que a comunidade zooplanctônica é

fortemente influenciada pelas variações nos graus de trofía, mas que a biomassa

relativa dos três principais grupos zooplanctônicos (Cladocera, Copepoda e

Cyclopoida), não varia.

A mudança no tamanho da estrutura da comunidade refletida na distribuição

dos cladóceros de grande (Daphnia, Diaphanosoma e Moina) e pequeno porte

(Bosmina, Ceriodaphnia e Bosminopsis) em Furnas, esta de acordo com a hipótese de

que mudanças no recurso durante a eutrofização pode favorecer ao zooplâncton de

menor tamanho (Gannon & Stemberger, 1978). Não entanto, Pace (1982) num estudo

de doze lagos em Quebec (Canadá), não encontrou mudanças na abundância relativa

de Daphnia e Bosmina porém, encontrou um aumento na biomassa relativa de

Cyclopoida e a diminuição dos Calanoida nos lagos com maior grau de trofia o que

sugere que, embora mudando a biomassa relativa de alguns dos grupos que

compõem a comunidade macrozooplanctônica, a estrutura e o tamanho de

comunidade pode não ser afetada.

O tamanho dos organismos não reflete, de forma adequada, as principais

modificações que a eutrofização causa no zooplâncton sendo que, o enfoque

específico é mais eficaz para essa análise.

Quando as espécies estão agrupadas em grupos taxonômicos maiores, o efeito

das mudanças no nível trófico sobre elas pode não ser percebido (Hessen et al., 1994;

Pinel-Aloull et al., 1990). Nesse sentido, a maior abundância de Daphnia guesnneri

nas áreas mais oligotróficas do reservatório e de Moina minuta e M. micrura nas mais

eutrofizadas, estando as três espécies consideradas dentro do grupo dos cladóceros

de grande porte, fez com que a distribuição da biomassa desse grupo mostrara

apenas uma leve variação, não sendo detectada na análise canônica a distribuição

extrema dessas espécies.

A preferência de diferentes tipos de ambientes exibida por Daphnia e Moina foi

citada por Hart (1990) no reservatório subtropical Le Roux (Sul-África). Em Furnas,

destaca-se a ocorrência quase restrita de Daphnia guesneri à jusante do reservatório

em águas pobres em nutrientes, já que, segundo Esteves (1988) e Pinto-Coelho

43

(1998), esse cladócero pode consumir além de algas, bactérias, detritos e

microheterótrofos. Também, Zago (1976, 1978) encontrou esta espécie na represa

Americana (São Paulo), reservatório altamente eutrófico e segundo Matsumura-

Tundisi (1984) é o cladócero mais abundante em corpos de água eutrofizados da

região neotropical. Porém, a presença de D. gessneri quase restrita a águas com

pouca disponibilidade de nutrientes e altos valores de transparência, já foi citado por

Brandorff (1977) no lago Castanho e por Sendacz et al., (1985) no reservatório Ponte

Nova (São Paulo).

A distribuição dos cladóceros segundo diferentes fatores ecológicos (estrutura

das macrófitas, características abióticas dos hábitats, e tipos dos predadores) foi

estudada, dentre outros, por Smiley & Tessier (1998) no Lago Crooked (Michigan), e

foram estabelecidas fortes ligações entre as fontes dos recursos e a distribuição

horizontal de várias espécies de microcrustáceos. Dentre os cladóceros, existe uma

alta especialização com respeito ao recurso trófico utilizado refletido na qualidade do

alimento ingerido segundo a capacidade de seleciona-lo, o que confere a esse grupo

diferentes estratégias num ambiente eutrofizado.

Sendo assim, a diminuição das taxas de filtração de Daphnia nos ambientes

turvos (Hart, 1988; Arruda et al., 1983) poderia estar influenciando a ausência de

Daphnia nessas áreas do reservatório. Porém, Carvalho (1984) demostra que D.

gessneri prefere ambientes mais turvos pois, nessas condições, fica protegida da

predação visual. Sendo assim, a elevada concentração de algas filamentosas

(Aulacoseira) observadas em Fama formando quase um “bloom” permanente, pode

estar afetando negativamente essa espécie. Nesse sentido ainda, vários autores (i.g:

Ryther, 1954; Lampert, 1981; Ganf, 1983; Holm et al., 1983; Holm & Shapiro, 1984)

mostram que Daphnia e muito susceptível a algas filamentosas (Mougeotia,

Aphanizomenon).

Por outro lado, cabe considerar que a estrutura da população zooplanctônica

pode não estar regulada apenas pelos processos “bottom-up”. Considerando que, a

predação por parte dos vertebrados parece ter uma influência menor nos reservatórios

tropicais (Esteves & Sendacz, 1988), a predominância de formas grandes sobre as

pequenas de cladóceros, pode ser conseqüência da predação por parte dos

invertebrados (chaoboridae), que normalmente é intensa quando a predação por

peixes não é eficiente (Wetzel, 1983). A competição pelo mesmo recurso trófico

também é um fator determinante na ocupação de diferentes habitas (Hart, 1990). A

importância da interação entre as diferentes espécies na manutenção de um padrão

de distribuição horizontal já foi descrita nos experimentos de Urabe (1990), no

reservatório Ogochi (Japão).

44

Com respeito à ocorrência e à distribuição de espécies de copépodos quando

comparado com os resultados obtidos por Reid & Pinto-Coelho (1994) no mesmo

reservatório, a distribuição de todos os Calanoida nas áreas menos eutrofizadas,

concorda com a distribuição descrita por eles. Destaca-se ainda a ausência do

Calanoida Scolodiaptomus corderoi (WRIGHT) nas amostras coletadas no presente

estudo sendo que, já foi coletado pelos autores assim como em numerosos

reservatórios e lagoas de ambientes muito variados.

O Cyclopoida Mesocyclops ogunnus, foi citado neste continente pela primeira

vez em Furnas no trabalho de Reid & Pinto-Coelho (1994), afirmando que poderia se

tratar de uma introdução de espécie exótica recente. A ocorrência das espécies de

Cyclopoida Thermocyclops minutus e T. decipiens parece estar determinada pelo grau

de trofia do corpo de água, sendo que nas áreas mais eutróficas encontra-se

principalmente a segunda espécie citada e sendo substituída pela primeira com a

diminuição do grau de trofia, o que está de acordo com Rocha et al., (1995). Segundo

Reid (1989), T. decipiens é encontrada geralmente em ambientes eutrofizados. Vários

autores (i.g: Freire & Pinto-Coelho, 1986; Nunes et al., 1996), têm encontrado esse

Cyclopoida em diferentes lagoas e reservatórios tropicais classificados entre meso e

hipereutróficas. A distribuição dessas duas espécies de Cyclopoida no reservatório de

Furnas mostra claramente essa relação entre elas e o grau de trofia.

A relação entre a biomassa dos crustáceos zooplanctônicos e diferentes graus

de trofia, sendo esses refletidos na concentração de fósforo, já foi amplamente citado

em vários estudos de regiões temperadas e tropicais através de modelos de

regressão. Dentre outros, destacam-se os trabalhos de Patalas (1972), Hanson &

Peters (1984), Pace (1986) e Yan (1986) que encontraram regressões significativas

com índices (r2) de 0,92; 0,72; 0,86 e 0,63 respectivamente, em lagos do Norte da

América, Europa e lagos da África tropical.

Pinto-Coelho et al., (sub.) num estudo baseado em 65 lagos e reservatórios da

s regiões temperadas e tropicais, ressalta a importância do fósforo como variável

explicativa das mudanças no zooplâncton frente a outros índices interrelacionados

com o grau de trofia como é a clorofila-a. Segundo o autor, em regiões tropicais,

regressões significativas entre clorofila e variabilidade de zooplâncton foram obtidas

apenas no Brasil com coeficientes r2 entre 0,39 e 0,53.

O presente estudo confirma essa idéia sendo que, maiores correlações

explicativas da distribuição do zooplâncton em Furnas foram obtidas para o fósforo

total e não para a clorofila. Quando existe um desequilíbrio entre a produção algal e a

biomassa do zooplâncton, a cadeia de detritos é mais importante do que a dos

45

produtores e nessa situação a clorofila-a não é a melhor variável a ser considerada

(Pinto-Coelho et al., sub).

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No braço do Rio Sapucaí, reservatório de Furnas (MG), existe um marcado

gradiente trófico, aumentando desde oligo-mesotrófico (à jusante) até eutrófico (à

montante). O modelo de distribuição de probabilidades dos diferentes níveis tróficos

mostrou ser uma ferramenta especialmente útil em reservatórios na definição da

tendência ou evolução do nível trófico que esse corpo d’água apresenta.

Pode se afirmar que mudanças nas proporções relativas dos principais

crustáceos zooplanctônicos (Cladocera, Calanoida e Cyclopoida), mostra ser um claro

indicador das condições tróficas. A resposta específica em relação à qualidade da

água, foi relevante para os copépodos Thermocyclops minutus, T.decipiens,

Argyrodiaptomus furcatus e para os cladóceros Bosminopsis deitersi, Bosmina

longirostris e Daphnia guessneri.

Através da análise canônica de correspondência (CCA), foi possível determinar

quais das variáveis explicativas (fósforo total, amônia, nitrito, Secchi e clorofila a) estão

contribuindo com maior importância à definição do gradiente e de como essa influência

à distribuição espacial do zooplâncton, sendo refletidas as respostas dos grupos

zooplanctônicos nos gráficos resultantes da análise de uma forma clara. É por esse

motivo que este tipo de análise multivariada pode ser de grande ajuda na interpretação

dos dados.

O trabalho conclui que os microcrustáceos zooplanctônicos podem ser usados

como eficazes indicadores do grau de trofia de sistemas lacustres artificiais de grande

porte tal como Furnas. Essa taxocenose, responde de modo sensível com grandes

mudanças qualitativas e quantitativas a pequenas variações de trofia dentro de um

mesmo ambiente.

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Agradecemos à Agencia Española de Cooperación Internacional – AECI pela

bolsa de estudos dada a Laura R. Aguila. O estudo foi em parte financiado pelo Curso

de Atualização à Distância Ecologia e Gestão Ambiental. Expressamos nossa gratidão

ao diretor da Estação de Piscicultura de Furnas, Dirceu M. Ribeiro, pelo apoio logístico

durante as coletas e à Dra. Susana Sendacz, do Instituto de Pesca do Estado de São

46

Paulo pelo auxílio na determinação dos copépodes. Os autores ainda expressam seus

agradecimentos ao programa de pós-graduação em Ecologia, Conservação e Manejo

da Vida Silvestre pelos recursos alocados ao projeto.

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53

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Programa de pós-graduação em Ecologia, Conservação e Manejo de Vida Silvestre. Laboratório de Ecofisiologia de Organismos Zooplanctônicos. Departamento de

Biologia Geral. ICB. Universidade Federal de Minas Gerais (UFMG). 31270110 Belo Horizonte-MG-Brasil. [email protected]

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Os impactos da atividade agrícola e da ocupação urbana na qualidade de água do reservatório de Furnas foram avaliados através do uso de sistema de informação geográfica (SIG). O estudo concentrou-se no eixo central e no braço do rio Sapucaí onde existe um gradiente trófico que cresce em direção à montante. Ao longo desse eixo, constatou-se a existência de um mosaico de diferentes atividades antrópicas caracterizado por uma maior ocupação urbana e agrícola nas regiões dos municípios de Alfenas, Fama, Três Pontas, Campos Gerais e Varginha. O sistema de informação geográfica (SIG) usado foi o software IDRISI 32 (Clark University). Inicialmente, criou-se uma base de dados georeferenciada da área de estudo envolvendo imagens de satélite Landsat (INPE) e cartas topográficas 1:50.000 do IBGE que serviu de suporte para o mapeamento dos usos do solo e da sua distribuição nos municípios ao longo do rio Sapucaí. Os diferentes mapas temáticos foram obtidos, a partir da imagem Landsat, através do cruzamento dos planos de informações com os dados sócio-econômicos do IBGE e a carta vetorial dos municípios da área de estudo (IBGE). Posteriormente, repetiu-se o mesmo processo com o uso de dados limnológicos. Esses dados foram obtidos a partir de coletas trimestrais em doze pontos, abrangendo diferentes fases do ciclo sazonal. Esses pontos foram demarcados ao longo desse gradiente com o uso de sistema de posicionamento global por satélite (GPS). Os seguintes fatores físico-químicos foram determinados: fósforo total, amônia, nitrato, nitrito e clorofila-a. O cruzamento das informações limnológicas e sócio-econômicas georeferenciadas demonstrou visualmente a associação existente entre a qualidade da água e os diferentes usos do solo. Obtiveram-se, correlações estatisticamente significativas entre a clorofila-a e a percentagem da área antropizada por atividades agropecuárias (r=0,53; p=0,026), lavouras (r=0,59; r=0,013) e densidade de população urbana (r=0,55; p=0,045). Os íons amônia, nitrato e nitrito apresentaram correlações significativas (p<0,05) com a densidade de população urbana (r=0,55; r=0,56 e r=0,56, respectivamente). A interpretação dessas associações permite inferir que o lago sofre não só os efeitos das fontes de poluição associadas principalmente às áreas urbanizadas (point source pollution) mas também das fontes difusas (non point source pollution) associadas aos diferentes usos agrícolas.

54

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As atividades humanas vêm sendo uma das principais causas da rápida

degradação ambiental observada em reservatórios em toda a biosfera (Wetzel, 1983).

Pesquisas recentes vêm demonstrando repetidamente que a origem desse problema

está associada, na grande maioria dos casos, às diferentes atividades humanas

localizadas nas bacias hidrográficas desses sistemas (Tundisi, 1993). Uma das

principais formas dessa degradação manifesta-se através da piora da qualidade de

água associada aos processos de eutrofização (Tundisi & Straskraba, 1994). A

agricultura e as atividades urbanas são a maior fonte de fósforo e nitrogênio externo

para os ecossistemas aquáticos (Ferreira et al., 1992; Allan et al., 1997; Carpenter et

al., 1998; Trevisan et al., 2000), contribuindo para o aumento da eutrofização através

do aporte desses nutrientes essenciais.

A forma de entrada desses poluentes no sistema pode variar amplamente na

escala espacial. Essa entrada pode ser tanto localizada quanto difusa. Normalmente, o

uso agrícola e pastoril está associado a entradas difusas de nutrientes, via

contaminação do lençol freático ou escoamento superficial amplamente disseminado

(non point source pollution). A atividade industrial e a ocupação urbana normalmente

estão associadas a entradas pontuais de elementos poluentes no sistema (point

source pollution), normalmente através de entradas localizadas de efluentes em lagos

ou rios (Henry & Gouveia, 1994).

Nos países desenvolvidos, a grande maioria dos poluentes chega aos

ecossistemas aquáticos a partir de fontes de poluição difusas (NPS) (Ventura & Kim,

1993; Puckett, 1995; Basnyat et al., 2000; Bhaduri et al., 2000). Porém, na maioria dos

países em desenvolvimento, são as fontes de poluição pontuais das áreas

urbanizadas as que mais contribuem para a carga dos nutrientes aos corpos de água

através da entrada de esgotos não tratados (São Paulo, 1991 apud Ometo et al.,

2000). Essas fontes de poluição são identificáveis através de pontos de deságüe em

locais conhecidos e pontuais podendo ser facilmente monitoradas.

Embora seja hoje consensual a associação entre as atividades humanas e a

qualidade da água, são ainda escassos os estudos que procuram abordar essa

questão de um modo sistemático e quantitativo, principalmente na faixa pantropical.

Recentemente, alguns estudos têm demonstrado uma forte influência da paisagem e

dos usos e cobertura do solo sobre a qualidade da água dos ecossistemas lóticos e

55

lênticos (i.g: Wiley et al., 1990; Peierls et al., 1991; Hunsaker & Levine, 1995; Allan &

Johnson, 1997; Martinelli et al, 1999).

As fontes e os tipos de poluição dos recursos aquáticos que são derivados de

mudanças nos usos do solo têm características geo-espaciais (Bhaduri et al., 2000).

Sendo assim, especialmente na ultima década, os sistemas de informação geográfica

(SIG) têm sido utilizados de modo crescente. Assim, os sistemas SIG têm sido

empregados em estudos sobre o monitoramento da poluição de aqüíferos causados

pelo uso de fertilizantes nitrogenados (Halliday & Wolfe, 1991), na valiaçao do impato

da agricultura na qualidade da água (He et al., 1993), na predição da qualidade dos

cursos de água (Richards et al., 1996), no desenvolvimento de modelos preditivos

(Bhaduri et al., 2000), na criação de áreas tampão como sumidouros de poluentes de

NPS (Basnyat et al., 2000) e na gestão e manejo da bacia do rio Meramec (Missouri)

(Hawks, 2000). Ainda sao de interesse os trabalhos de See et al., (1992) e Tim et al.,

(1992) nos que foram identificadas diferentes fontes poluidoras com ajuda dos SIG.

No Brasil, sistemas SIG têm sido muito empregados em geociências ou áreas

mais tecnológicas. No entanto, o uso dessa ferramenta em estudos essencialmente

limnológicos ainda é muito incipiente, com apenas alguns trabalhos sobre a

distribuição de algas bentônicas (Leland & Porter, 2000), e de macroinvertebrados

(Ometo et al.,2000) associando-a aos diferentes usos da terra. Outro exemplo pode

ser visto na avaliação da relação entre ambiente aquático e ecossistema terrestre no

reservatório de Barra Bonita (Novo et al., 1995), e no impacto do uso da terra na

microbacia do Ceveiro (SP) (Fiorio, 2000).

O presente trabalho tem como objetivo central avaliar a relação entre usos do

solo e qualidade de água em um grande reservatório tropical, o reservatório de

Furnas. Pretende-se testar a hipótese de que as “fontes localizadas” são as mais

importantes na determinação do gradiente trófico existente nesse reservatório. Uma

descrição mais detalhada do gradiente trófico do reservatório de Furnas na região

enfocada (braço do Rio Sapucaí) é fornecida em Rull del Aguila & Pinto-Coelho, (sub).

Para testar a hipótese acima, iremos desdobrar o objetivo geral da investigação nas

seguintes metas específicas:

• Descrever e mapear os diferentes usos de solo e a qualidade da água

do reservatório nos municípios selecionados.

• Testar a relação entre o grau de trofia da água e os diferentes usos do

solo à jusante e à montante do reservatório, avaliando a importância das fontes

de poluição pontuais e não pontuais através da comparação de modelos

simples de regressões lineares entre variáveis ligadas ao uso do solo e fatores

limnológicos selecionados.

56

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O Reservatório da Usina Hidrelétrica de Furnas (20040’S, 46019’W) é o terceiro

lago artificial situado em uma série de barragens existentes na Bacia do Rio Grande,

no sul de Minas Gerais (Brasil). A barragem está localizada no curso médio do Rio

Grande, entre os municípios de São José da Barra e São João Batista do Glória,

Minas Gerais. O barramento do Rio Grande alguns quilômetros à jusante da junção do

Rio Sapucaí, confere ao reservatório características peculiares, já que, ele é

constituído por duas sub-bacias muito diferentes em termos de usos e ocupação do

solo gerando diferentes impactos sobre a qualidade de suas águas (Pinto-Coelho et

al., 1998).

O presente estudo está focalizado no braço do Rio Sapucaí e nos municípios

que abrange. Foram considerados os municípios que estão delimitados entre eles pelo

próprio eixo central do Rio Sapucaí é aqueles cuja área é atravessada pelo rio.

Nesses municípios, a atividade agrícola e a criação extensiva de gado são

atividades importantes na região (Sá, 1994). Os esgotos lançados na região, sem

tratamento prévio, fazem com que o processo de eutrofização venha aumentando em

algumas áreas, principalmente nas próximas aos municípios de Alfenas, Boa

Esperança, Carmo do Rio Claro e Paraguaçú, se destacando o município de Fama

onde o reservatório apresenta-se eutrófico em alguns pontos específicos (Delgado,

1999).

Os nomes dos municípios e as coordenadas geográficas correspondentes

segundo o IBGE são mostrados na Tabela 1 no anexo.

O braço do Rio Sapucaí apresenta um marcado gradiente trófico da jusante até

a montante do reservatório, definido principalmente pelas concentrações de fósforo

total, amônia, nitrito e clorofila assim como, na distribuição da biomassa dos principais

grupos zooplanctônicos (Rull del Aguila & Pinto-Coelho, sub). As coordenadas dos

pontos amostrados são mostradas na Tabela 2 no anexo. Esses pontos assim como a

distribuição geográfica dos diferentes municípios estão representados na Figura 1.

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As características sócio-econômicas e agropecuárias dos municípios que

conformam a área estudada foram obtidos a partir da base de dados SIDRA do

Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística (IBGE). Esses dados foram a superfície

57

do município (hr), a população urbana e rural, a percentagem de área antropizada pela

agropecuária, a área de pastagem total (plantada e natural), de lavouras totais

(temporárias, permanentes e em descanso) e de mata e florestas naturais.

Todos os dados foram obtidos no censo do IBGE dos anos 1995-1996, exceto

os referentes à população que são dados do ano 2000.

Os arquivos vetoriais do IBGE, em formato DXF, com a malha municipal digital

que mostra os limites e a extensão de cada município foi modificada e exportada para

o programa de informação geográfica IDRISI 32 (Clark University) junto com a base de

dados ASCII associada, onde foi georeferenciada novamente.

Cada polígono do arquivo vetorial representa um dos municípios sendo que,

através de um identificador do banco de dados associado, pode ser ligado a cada

polígono (áreas fechadas) atributos ou características de interesse. Mantiveram-se

esses identificadores provenientes do banco de dados do IBGE e foram introduzidos

nele os novos dados de características socioeconômicas e de cobertura do solo,

calculados a partir do banco de dados SIDRA. A unidade territorial à que foram

associadas essas informações foi a divisão municipal.

Por outro lado, utilizou-se a imagem satélite TM LANDSAT 5, bandas 3, 4 e 5

da órbita o21794 com data de 08/1999 correspondente à cobertura do reservatório de

Furnas, fornecida pelo Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais (INPE) em formato

TIFF. Essa imagem foi exportada ao sistema IDRISI e georeferenciada posteriormente

através de 20 pontos de controle obtidos das cartas do IBGE escala 1:50.000. Os

pontos foram tomados principalmente no cruzamento de rodovias, pontes e outros de

fácil identificação. Após da identificação dos pontos, criou-se um arquivo de

correspondência e através do módulo Resample e obteve-se a nova imagem do

reservatório em coordenadas latitudinais. O erro RMS cometido no

georeferenciamento foi de 28.3m.

Foram feitos arquivos vetoriais com a posição dos pontos coletados no rio

através de GPS (Garmin 12 canais), e sobrepôs-se esses pontos à imagem satélite já

georeferenciada. Dessa forma obteve-se o primeiro plano de informação (PI) que

mostra a distribuição espacial e georeferenciada dos pontos amostrados no

reservatório.

Posteriormente, cada imagem vetorial criada para cada tipo de informação de

cada um dos municípios, foi convertida numa imagem raster através do módulo

Reformat/Polyras do IDRISI para deste modo, poder realizar as sobreposições

correspondentes entre os diversos mapas criados com as distintas informações de

interesse.

58

Ainda foram adicionados ao banco de dados os valores das concentrações

(ug.l-1) de fósforo total, NH4, NO3, NO2 e clorofila (ug.l-1). Com esses dados, foram

criados vetores com os valores correspondentes e foram associados a cada município

mais próximo do ponto de coleta.

Após a “rasterização” (numeração) desse vetor, se realizou a sobreposição

desse mapa com a imagem satélite “reclassificada” através do módulo RECLASS para

deste modo, obter uma imagem mostrando apenas o curso da água com a distribuição

das variáveis químicas mencionadas acima.

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Trimestralmente, entre agosto de 1999 e julho de 2000, foram coletados dados

de doze pontos ao longo do eixo central e do sub-eixo do Rio Sapucaí, cobrindo uma

extensão de aproximadamente 110 km. Esses pontos foram divididos em quatro

grandes áreas, de forma que, em cada uma dessas áreas estabeleceram-se três

pontos que representam regiões de maior homogeneidade físico-química e bióloga.

A temperatura, o oxigênio dissolvido e a condutividade foram mensurados “in

situ” em toda a coluna de água de metro em metro. Utilizou-se um oxímetro-termístor

(YSI, modelo 30) e um condutivímetro (YSI, modelo 30).

A transparência da coluna d`água foi obtida através da profundidade do disco

de Secchi. As amostras de água para as análises físico-química e da concentração de

clorofila-a, foram coletadas com una garrafa de Van-Dorn de PVC de 2L, na

profundidade do disco de Secchi correspondente, e acondicionadas em frascos de

plástico.

A concentração de fósforo total foi determinada segundo Murfhy & Riley,

(1962). O nitrito, nitrato e a amônia, segundo método espectrofotométrico de

Mackereth et al., (1978). A concentração de clorofila-a foi determinada segundo

método espectrofotométrico descrito por Lorenzen (1967).

59

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Para a análise e representação dos dados geográficos, assim como, para

integração das informações espaciais e não espaciais foi criada uma base de dados

em ASCII para a sua utilização no SIG. Assim, foi possível a representação de dados

através de mapas temáticos mostrando tanto características de usos de solo quanto

do estado trófico do corpo de água estudado.

Para se testar a hipótese nula da não existência de diferencias nas

concentrações das variáveis limnológicas analisadas nos diferentes pontos

amostrados, foram feitas análises paramétricas da variância ANOVA one-way e não

paramétricas Kruskal-Wallis quando necessário.

Com o intuito de pesquisar as possíveis relações significativas entre os usos do

solo e as variáveis limnológicas analisadas calcularam-se, com auxilio do pacote

RIO SAPUCAÍ

R.VERDE

60

estatístico Statistica 4.3, os correspondentes coeficientes de correlação com um nível

de significância de 95%.

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Os resultados obtidos para as variáveis físicas e químicas em cada ponto

coletado estão mostrados na Tabela 3 (a) no anexo. Entre os valores médios obtidos

para as concentrações de fósforo total (µg.l-1), amônio (µg.l-1N-NH4), nitrito (µg.l –1N-

NO2) e a clorofila-a (µg.l-1) em cada uma das quatro regiões estudadas, foram

constatadas diferencias significativas (p<0,05), sendo que apenas o nitrato (µg.l –1N-

NO3), não mostrou diferencias estatisticamente significativas (Tabelas 3 (b) e 3 (c), no

anexo). A heterogeneidade espacial dessas variáveis estudadas ao longo do rio

Sapucaí definem um marcado gradiente trófico desde a montante até a jusante

representado nos mapas das Figuras 2, 3, 4 e 5.

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Houve um nítido aumento na percentagem de área dedicada às atividades

agropecuárias e da densidade da população urbana em direção à montante do

reservatório. É também nessa área onde encontraram-se, no corpo de água, os

maiores valores de fósforo total, amônia e clorofila. As atividades agropecuárias foram

divididas em dois tipos principalmente; as lavouras (temporárias, permanentes e

permanentes em descanso) e as pastagens (natural e plantado).

A percentagem da área antropizada pelas atividades agropecuárias ao longo

do rio Sapucaí, estão representados no mapa da Figura 6.

Existe um aumento da percentagem de área utilizada para essas atividades ao

longo do eixo de Sapucaí, desde os municípios à jusante, São João Batista do Glória

(45%), Capitólio (47%), Guapé (48%) até os municípios mais à montante tais como

Alfenas (67%), Fama (65%) e Alterosa (76%). Esses municípios apresentam entre 65-

80% da área total que está destinada a atividades agropecuárias sendo que, os

municípios próximos aos pontos de coleta de Fama obtiveram as maiores

concentrações de fósforo total e amônia (Figuras 3 e 4). Conceição da Aparecida foi o

município que teve a maior percentagem (85%) de área com atividade agropastoril. A

percentagem de área da cada município dedicada a essas atividades é mostrada nas

Tabelas 4 e 5 (no anexo).

63

Todos os municípios, exceto Campo do Meio, possuem mais terras dedicadas

às pastagens do que às lavouras (Figura 7). Esse município tem apenas o 15% da sua

área dedicada à pastagem, sendo o 13% desse total constituído por pastagem natural.

O município de Conceição da Aparecida apresentou a maior área dedicada à

pastagem (59%), sendo que 31% são de pastagens plantadas e 27% natural. O

restante dos municípios, exceto Alterosa (55%), tiveram extensões compreendidas

entre 30-42% da área total com pastos. Destaca-se o município de Fama com todas

terras dedicadas à pastagem natural (42%). Dentre as lavouras (Figura 8), pode-se

constatar claramente uma concentração das lavouras nos municípios de Campos

Gerais (33%), Alfenas (30%) e Três Pontas (33%), sendo que a área ocupada pelas

plantações de café sempre é a maior (> 75%). A cana de açúcar ocupou percentuais

bem menores em todos os casos (< 3%). Campo do Meio teve a maior área (38%)

dedicada às culturas, sendo as culturas temporárias as que ocuparam uma área maior

(22%), sendo deste total a maior parte dedicada ao cultivo da cana de açúcar (58%).

Nesse mesmo município, o café ocupou 88% dos cultivos permanentes. Capitólio

apenas dedica um 7% da sua área às lavouras, sendo a metade delas de natureza

permanente, e destinadas aos cafezais (69%).

O município de Varginha possui cerca de 16% de área plantada dos quais 95%

são destinados ao cultivo de café e apenas um 2% à cana de açúcar. O resto das

lavouras permanentes está dedicada às plantações de laranjeiras com percentuais

oscilando entre 11 e 15% das lavouras totais. As lavouras permanentes em descanso

apenas ocuparam entre um 1-3% da área para cada município. A área dedicada a

mata e florestas naturais não passou do 7% para nenhum município.

64

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A população urbana também mostrou uma maior proporção de habitantes nos

municípios localizados a montante do reservatório. As maiores densidades relativas de

população urbana foram, respectivamente, Varginha (30%), Alfenas (18%), e Três

Pontas (12%). Fama apresentou o menor número de habitantes em áreas urbanas

com apenas 1443 habitantes (Tabela 6, no anexo).

A montante do reservatório os municípios apresentaram entre 10.000 e 20.000

habitantes, sendo que em São João Batista de Glória, Capitólio e Guapé obtiveram-se

as menores populações com menos de 10.000 habitantes, é dizer, < 2% da população

total da área estudada. No entanto, com respeito ao número de habitantes nas áreas

rurais, o padrão de distribuição ao longo da área de estudo apresentou diferenças

visíveis com respeito à população urbana. Pode-se observar que, exceto no município

de Três Pontas (14%) e Campos Gerais (12%), os demais municípios mostraram uma

densidade de habitantes na área rural maior do que na urbana, sendo que, os

municípios mais à jusante em geral, apresentaram densidades maiores do que à

montante (Figuras 9 e 10).

66

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Foram calculadas correlações lineares entre as concentrações de fósforo total,

amônia, nitrato, nitrito e clorofila-a obtidas ao longo do braço do Rio Sapucaí com a

67

proporção de área dedicada a mata natural, pasto e lavouras, assim como com a

percentagem da densidade da população urbana e rural. Para eliminar a diferença de

área (km2) que ocupam os municípios, foram consideradas como unidade de estudo

as proporções de área de cada município (%) dedicada aos diferentes usos do solo,

estandardizando e controlando as diferenças de área total entre os municípios.

A clorofila e os íons nitrito, nitrato e amônio foram as únicas variáveis

limnológicas que apresentaram correlações positivas com alguns dos usos da terra.

Dentre as variáveis limnológicas consideradas entre si, o fósforo total mostrou uma

correlação significativa (r=0,85; p=0,000) com a clorofila-a demonstrando de modo

inequívoco a clássica relação entre essas variáveis com o estado trófico da água.

Obtiveram-se correlações positivas estatisticamente significativas entre a

concentração de clorofila-a com a percentagem de área total dedicada a atividades

agropecuárias em geral (r=0,53;p=0,26), com as extensões dos cultivos

(r=0,59;p=0,13) e com a proporção de habitantes em áreas urbanas (r=0,51;p=0,045).

A densidade de população urbana também teve correlações significativas positivas (p

<0,05) com a concentração de amônia (r=0,55), nitrato (r=0,56) e nitrito (r=0,56) no

reservatório. É interessante ressaltar a falta de correlações significativas entre as

concentraçoes de nitrato e fósforo total no reservatório com os usos agropecuários nos

distintos municípios. As Figuras 11, 12 e 13 mostram as correlações obtidas dentre as

variáveis limnológicas.

Destaca-se a correlação negativa porém, não significativa, obtida entre a

percentagem de área preservada com mata natural e as concentrações da clorofila,

fósforo e amônia.

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Partindo de uma análise visual dos mapas gerados da distribuição dos usos de

solo ao longo do braço do Sapucaí, é possível constatar o aumento da percentagem

de área dedicada às atividades agropecuárias e da densidade da população urbana

em direção à montante do reservatório. É também nessa área onde encontraram-se,

no corpo de água, os valores mais elevados de todas as variáveis limnológicas

consideradas. Dentre as variáveis analisadas, a clorofila-a, e os íons N-NH4, N-NO3 e

N-NO2 apresentaram correlações positivas e significativas com alguns dos usos da

terra. Tais resultados indicam a existência de uma clara relação entre as atividades

antropogênicas, dentre elas as lavouras totais e o uso urbano, com o estado trófico da

NH4

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-2 4 10 16 22 28 34

69

água. Cabe ressaltar que não houve correlação significativa entre a proporção do

pasto na área com as variáveis limnológicas.

Em uma primeira aproximação no estudo da intensidade e distribuição de usos

do solo nos municípios ao longo do rio Sapucaí, pode se afirmar que os dois tipos de

fontes de poluição; as pontuais, refletidas principalmente nas correlações obtidas entre

clorofila, amônia, nitrito e nitrato com a ocupação urbana, e as fontes difusas,

originadas principalmente a partir das atividades agropecuárias e refletidas nas

correlações com a clorofila-a, são importantes e mensuráveis no reservatório de

Furnas.

O risco de poluição através das fontes de poluição não pontuais (NPS)

depende da inclinação do terreno, tipo e textura do solo, tipo de irrigação das culturas,

tipo de práticas agropecuárias e das condições climáticas regionais, sendo que em

uma bacia hidrográfica, o potencial dos seus efeitos está significativamente

influenciado pela meteorologia e hidrologia próprias (Gilliland & Baxter-Potter, 1987).

A relação entre a qualidade de água e o uso agrícola já foi definida em outros

trabalhos em reservatórios brasileiros, dentre outros, Watanabe et al., (1990), que

mostraram um aumento nos teores de nitrato no Rio Açu e nos reservatórios de

Gramame e Mamuaba (Paraíba), indicando uma contaminação destes ecossistemas

devido aos fertilizantes químicos usados nas plantações de cana de açúcar; Ferreira et

al., (1994) identificaram a agricultura intensiva, as pastagens cultivadas e os efluentes

urbanos como os principais fatores que estão provocando alterações ambientais no

Pantanal; Novo et al.,(1995), no reservatório de Barra Bonita (SP) e Ometo et al.,

(2000) na bacia do Rio Piracicaba (São Paulo).

Dillon & Kirchner (1975), num estudo em bacias no Canadá, encontraram que

os fluxos de fósforo total em áreas constituídas por florestas e pastagem eram em

média aproximadamente o dobro do que aquelas bacias onde a cobertura vegetal

consistia principalmente em florestas. Na bacia de Saginaw, centro–leste de Michigan,

durante o outono com a redução no uso de fertilizantes e em regimes de baixo fluxo de

água a ligação entre o uso da terra com a qualidade química da água é diminuída

(Johnson et al., 1997).

Na região do rio Sapucaí/rio Verde, destaca-se a alta concentração de amônia

onde encontram-se os municípios de Fama, Alfenas, Três Pontas, Varginha e

Paraguaçú. Essa região, segundo os resultados obtidos, caracteriza-se por ser a mais

povoada e por ter de 30 a 50% da área de cada município dedicada ao pasto sendo

que, a maioria desse pasto é natural. A partir dessas duas características da região

mencionada acima, pode-se concluir que são principalmente as fontes pontuais

70

associadas ao estabelecimento de populaçoes urbanas as que estão influenciando a

qualidade da água à montante do reservatório.

Portanto, a existência de correlação significativa entre a amônia e a população

urbana não deixa dúvidas quanto a existência de claro impacto da ocupação urbana

na qualidade de água do reservatório através do lançamento de esgotos não tratados

no corpo de água, sendo que as principais fontes de amônia são diretamente a

excreção animal, a degradação de matéria orgânica por baterias (McCarthy, 1980), o

escoamento superficial através dos rios e, indiretamente, a partir da fixação de N2 por

baterias em condições anóxicas.

O nitrato (N-NO3), ao contrário da amônia ou dos íons metálicos, movimenta-

se facilmente através do subsolo o que provoca o aumento desse íon nos fluxos de

água com as mudanças naturais ou artificiais na bacia de drenagem (Goldman &

Horne, 1983). Por essa razão, a existência de uma associação significativa entre esse

íon e os índices de ocupação agrícola é em uma das melhores indicações sobre a

existência de uma clara associação entre a atividade agrícola e a degradação da

qualidade de água de um determinado aqüífero ou plano superficial de água (Jordan &

Weller, 1996).

No entanto, e de acordo com Cole et al., (1993 apud Jordan & Weller, 1996), a

entrada de nitrato aos grandes rios através dos seus tributários é maior quando esses

drenam uma bacia com altas densidades de população. Esse fato concorda com os

dados obtidos no presente estudo, já que, apenas detectou-se uma correlação

significativa entre nitrato com a densidade populacional, mostrando ainda a maior

importância das fontes pontuais de poluição frente às difusas, geradas do uso

agrícola, ao longo do reservatório.

Por outro lado, o nitrito, sendo resultado da redução parcial do nitrato (ou

oxidação parcial da amônia) usualmente é presente em quantidades insignificantes

porém, em áreas com acumulação de adubo, pode originar sérios problemas de

poluição da água (Goldman & Horne, 1983). Também, a acumulação de nitritos nos

planos de água geralmente indica a presença de contaminação por esgotos não –

tratados (Greenberg et al., 1992). Nesse estudo, a existência de correlação entre os

nitritos e a ocupação urbana indica que esse íons derivam, provavelmente, da

oxidação parcial da amônia carreada peles esgotos domésticos não tratados que

chegam nessa região de estudos.

A amônia parece ser um fator que apresenta uma robusta consistência em

indicar processo de degradação ambiental ligado a ocupações urbanas em vários tipos

de ambientes aquáticos. No sudeste do Brasil, Ometo et al.,(2000) encontraram altas

concentrações de NH4 no eixo do córrego Pisca quando comparadas com as obtidas

71

na sub-bacia do Cabras, ambas pertencentes a bacia do Rio Piracicaba (São Paulo),

onde a área do Pisca tem uma população urbana que abrange o 10.0% da bacia

sendo que no Cabras, a população no excede do 1.5%. Também Ferreira et al., (1992)

ressaltam a alta carga de nitrogênio e fósforo no Córrego Chapadinha (DF) por

apresentar influência urbana na bacia apesar de ser uma área de reflorestamento e

sem ocupação definida.

A falta de correlação significativa entre concentração de fósforo total na água

com os usos do solo pode estar associada ao fato que, no presente trabalho, termos

considerado como área de trabalho os municípios e não a própria bacia de drenagem.

As maiores fontes de fosfato não pontuais na água são provenientes dos processos

erosivos do solo influenciados pela declividade do terreno (Goldman & Horne, 1983).

Por outro lado, o fosfato é absorvido pelas partículas do solo não sendo mobilizado

aos corpos de água superficiais tão facilmente quanto ao nitrato através dos aqüíferos

subterrâneos.

Pode-se ainda considerar a influência de fontes pontuais de fósforo através do

fosfato contido nos detergentes que fazem parte dos resíduos domésticos e que são

jogados ao corpo de água sem tratamento prévio. A contribuição dessas fontes de

fósforo no reservatório pode ser indicada pela correlação significativa obtida entre o

fósforo total e a clorofila-a que, por sua vez, correlacionou-se com o grau de ocupação

urbana, de modo significativo. Essas duas variáveis, são universalmente utilizadas na

maioria dos estudos sobre eutrofização uma vez que a relação entre população e

aumento do processo de eutrofização mensurada por aumento de clorofila e fósforo

total nos corpos de água é amplamente citada na literatura (i.g: . Osborne & Wiley,

1988; Johnson et al., 1997; Bhaduri, 2000, Trevisan, 2000).

A relação entre usos do solo e qualidade de água nem sempre tem sido muito

evidente em estudos limnológicos. Henry & Gouveia (1993), em um estudo dos fluxos

de nutrientes em cursos de água do Alto Paranapanema (São Paulo), não

encontraram nenhuma correlação significativa entre carga de nutrientes e usos do

solo. Segundo os autores, na análise deve-se incluir outras características como o tipo

e a textura do solo, a geologia superficial, a fisiografia e a química do solo, sendo que

elas são responsáveis pela remoção e a conseqüente exportação dos nutrientes aos

cursos de água.

Outro fator que ainda é interessante ressaltar em Furnas é a localização de

grandes extensões de pasto e o estabelecimento de populações à beira da água

sendo que, também a localização e não apenas o uso está influenciando a qualidade

da água nesses pontos. Com respeito a esse ponto, existem estudos com resultados

contraditórios. Omernik et al.,(1981) afirmaram que o uso da terra adjacente ao curso

72

da água não reflete tão bem os níveis de nutrientes na água quanto a proporção de

bacia ocupada por diferentes usos. Osborne & Wiley (1988), encontraram pequenas

diferenças na concentração de nitrato, devido a descargas pontuais municipais, entre

áreas tampão a distâncias entre 100 e 1000 m do curso da água. No entanto,

Hunsaker & Levine (1995), ressaltaram a importância tanto das proporções nos usos

da terra numa bacia quanto dos padrões espaciais desses usos em relação à

qualidade da água da mesma. Nesse sentido, Blanchard et al.,(2000) definem como

um dos fatores de interesse, não apenas o uso do solo senão também a localização

do uso. Talvez um outro enfoque de estudo, baseado na distribuição dos usos com

respeito à distância desses aos corpos de água assim como em outras características

próprias da bacia de drenagem e do solo, auxiliariam na identificação dos processos

específicos que estão interagindo e influenciando a qualidade da água através das

fontes pontuais e não pontuais de poluição.

Estudos adicionais, focalizados na estrutura da paisagem e de como os

processos terrestres (fluxo de matéria, energia e organismos), afetam à qualidade da

água, são ainda necessários para uma adequada gestão, não apenas dos recursos

terrestres mais também dos hídricos. Essa gestão precisa do conhecimento e

compreensão não apenas dos processos ecológicos senão também dos fatores sócio-

econômicos envolvidos.

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As atividades agropecuárias são mais intensas nos municípios de Campos

Gerais, Conceição da Aparecida, Alfenas e Três Pontas, estando localizados à

montante do reservatório. Nessa área a densidade de população urbana também é a

maior.

Os usos do solo definidos em Furnas são geradores de fontes poluidoras

difusas e fontes pontuais do ambiente aquático. As fontes pontuais mostraram ser as

mais importantes na zona à montante, ou seja, na confluência do rio Sapucaí/rio Verde

onde estendem-se as maiores densidades urbanas através do lançamento de esgotos

no tratados na água. As respostas, em termos de depreciação de qualidade da água

em relação às práticas agrícolas bem como com a ocupação urbana, foram refletidas

através de correlações significativas entre as concentrações de clorofila e íon amônio,

respectivamente.

Os SIG mostraram ser uma ferramenta adequada para o tratamento e

visualização da matriz de usos do solo bem como de seus possíveis impactos na

qualidade de água do reservatório de Furnas (ao longo do rio Sapucaí). Esse enfoque

73

demonstrou, de modo quantitativo , a existência de uma clara associação entre certos

tipos de uso de solo e a qualidade de água.

O artigo demonstra ainda quais são os usos de solo com maior potencial de

degradação de qualidade de água e, nesse sentido, identificam o lançamento de

esgotos urbanos não tratados como uma das maiores fontes de degradação ambiental

no reservatório de Furnas. Futuros estudos focalizados na estrutura da paisagem e de

como os processos terrestres (fluxo de matéria, energia e organismos), afetam à

qualidade da água, são ainda necessários para uma adequada gestão, não apenas

dos recursos terrestres mais também dos hídricos nessa região.

A existência do gradiente trófico no reservatório de Furnas e de sua íntima

relação com os usos do solo, impõe aos formuladores de política ambiental e de

desenvolvimento sustentável a necessidade de uma melhor gestão da qualidade de

água do reservatório especialmente no tocante aos novos projetos de aquicultura, de

expansão da ocupação urbana e da atividade agrícola.

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Agradecemos à Agencia Española de Cooperación Internacional – AECI pela

bolsa de estudos dada a Laura R. Aguila. O estudo foi em parte financiado pelo Curso

de Atualização à Distância Ecologia e Gestão Ambiental. Expressamos nossa gratidão

ao diretor da Estação de Piscicultura de Furnas, Dirceu M. Ribeiro, pelo apoio

logístico durante as coletas e à Mestre em Biologia Elena Charlotte Landau do

Laboratório de Mastozoologia da UFMG pelo auxílio na obtenção da malha digital

municipal do IBGE assim como, pela ajuda prestada no uso dos SIG. Ainda à Dra. em

Biologia Pilar Hernández Hernández da Universidad de Alicante pelo auxilio no manejo

do programa IDRISI 2.0. Os autores ainda expressam seus agradecimentos ao

programa de pós-graduação em Ecologia, Conservação e Manejo da Vida Silvestre

pelos recursos alocados ao projeto.

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MUNICÍPIOS Latitude – Longitude Área (km2) São João Batista do Glória -20.64139S –46.50556W 551 Capitólio -20.61528S –46.05W 524 Guapé -20.76167S –45.91715W 937 Alpinópolis -20.86361S –46.38806W 775 Carmo do Rio Claro -20.97194S –46.11889W 1066 Ilicínea -20.93583S –45.83278W 383 Boa Esperança -21.09S 45.56583W 857 Conceição da Aparecida -21.094177S –46.20444W 350 Campo do Meio -21.10667S –45.83028W 275 Campos Gerais -21.235S –45.75861W 771 Alfenas -21.42917S –45.94722W 849 Alterosa -21.24917S –46.14306W 367 Areado -21.35861S –46.14556W 282 Três Pontas -21.55S –46.7W 691 Fama -21.40639S –45.82861W 88 Paraguaçu -21.54722 – 45.7375 426 Varginha -21.40639 –45.82861 397

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Pontos 10-11 agosto 1999

13-14 outubro 1999

28-29 fevereiro/1-2 março 2000

3-4-5 julho 2000

Mangueira-1 M1

20°39’39.2’’ S 46°17’58.9’’ W

20°39’42.8’’ S 46°17’55.3’’ W

20°39’48.24’’ S 46°18’20.44’’ W

20°39’37.2’’ S 46°17’52.4’ W

Mangueira-2 M2

20°40’00.3’’ S 46°13’56.9’’ W

20°40’50.3’’ S 46°13’27.1’’ W

20°41’20.94’’ S 46°13’51.7’’ W

20o41’03.8’’ 46o13’57.9’’

Mangueira-3 M3

20°41’54.4’’ S 46°09’43.4’’ W

20°41’57.3’’ S 46°09’10.8’’ W

20°41’41.19’’ S 46°09’37.98’’ W

20o41’45.0’’ 46o09’49.6’’

Guapé-1 G1

20°44’40.7’’ S 46°08’01.1’’ W

20°45’45.0’’ S 46°08’27.4’’ W

20°44’43.65’’ S 46°08’5.64’’ W

20o44’45.2’’ 46o08’04.6’’

Guapé-2 G2

20°48’13.1’’ S 46°09’40.7’’ W

20°48’16.8’’ S 46°10’10.90’’ W

20°48’3.096’’ S 46°9’53.92’’ W

20o48’04.8’’ 46o09’40.8’’

Guapé-3 G3

20°50’33.7’’ S 46°09’40.9’’ W

20°49’07.8’’ S 46°10’10.7’’ W

20°50’33.79’’ S 46°09’41.86’’ W

20o49’44.7’’ 46o10’29.2’’

Itaci-1 I1

21°02’05.7’’ S 46°00’52.8’’ W

21°02’41.9’’ S 46°00’48.1’’ W

21°02’47.36’’ S 46°00’52.52’’ W

21o 02’50.8’’ 46o01’29’’

Itaci-2 (I2)

20°59’41.6’’ S 46°00’42.1’’ W

20°59’37.5’’ S 46°00’32.8’’ W

20°59’36.42’’ S 46°00’38.62’’ W

20o 59’ 38.7’’ 46o00’30.0’’

Itací-3 (I3)

21°06’09.2’’ S 46°57’50.6’’ W

21°06’ S 46°57’36’’ W

21o 06’15.9’’ 45o58’00’’

Fama-1 (F1)

21°25’16.1’’ S 45°44’14.1’’ W

21°25’28.2’’ S 45°44’37.8’’ W

21°25’28.2’’ S 45°44’38.72’’ W

21o 25’28.2’’ 45o44’47.7’’

Fama-2 (F2)

21°24’13.6’’ S 45°48’37.9’’ W

21°24’57.3’’ S 45°48’03.2’’ W

21°24’59.54’’ S 45°47’46.57’’ W

21o 24’55.2’’ 45o48.3’2.0’’

Fama-3 (F3)

21°23’47.9’’ S 45°49’39.0’’ W

21°23’42.97’’ S 45°49’40’’ W

21o 23’50.3’’ 45o49’38.1’’

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Ponto de coleta N-NH4 (µg.l-1 ) P-total (µg.l-1 ) Clorofila (µg.l-1) N-NO3 (µg.l-1) N-NO2 (µg.l-1) Mangueira1 5 8 1 154 2 Mangueira2 7 10 2 154 2 Mangueira3 3 12 2 163 2 Guapé1 7 11 3 161 3 Guapé2 5 17 4 177 4 Guapé3 6 12 3 175 3 Itací1 6 14 5 167 2 Itací2 6 16 4 161 2 Itací3 9 18 7 157 3 Fama1 36 25 7 250 5 Fama2 42 34 7 223 5 Fama3 23 25 7 201 6

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Parâmetro químico SS DF MS F p N-NO2 188.98 38 4.973 5.67259 .002596 P-Total 2059.72 38 54.203 13.22530 .000005 +��E��$<��(��I��&��>��S��)T ��

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Parâmetros físico-químicos H(3; n=42) p Clorofila-a 22,87510 0,0000 Disco de Secchi 13,8760 0,0031 N-NO3 2,824495 0,4194 N-NH4 10,6889 0,0135 +��Q<�"��(��(��)��P� ��

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MUNICÍPIOS % AAA %Mata %Pastagem %Lavouras %Cafezais São João Batista do Glória 45 4 34 11 84 Capitólio 47 2 40 7 69 Guapé 48 5 33 14 70 Alpinópolis 63 6 41 21 72 Carmo do Rio Claro 51 4 34 18 80 Ilicínea 65 5 36 29 73 Boa Esperança 58 4 30 29 84 Conceição da Aparecida 85 5 59 26 75 Campo do Meio 53 7 15 38 88 Campos Gerais 69 4 35 33 78 Alfenas 67 4 37 30 80 Alterosa 76 5 55 21 48 Areado 56 3 37 19 64 Três Pontas 67 3 34 33 80 Fama 65 4 42 23 85 Paraguaçu 64 5 35 29 85 Varginha 55 3 33 23 95

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MUNICÍPIOS Pastagens (%) Lavouras (%) Natural Plantado Permanentes Temporárias Totais Café Totais Cana de açúcar São João Batista do Glória 16 17 1 84 8 16 Capitólio 22 18 3 69 3 2 Guapé 20 13 7 70 4 9 Alpinópolis 20 21 6 72 13 15 Carmo do Rio Claro 19 14 9 80 9 0.9 Ilicínea 21 15 17 73 9 0 Boa Esperança 15 15 17 84 10 0.25 Conceição da Aparecida 27 31 17 75 7 3 Campo do Meio 13 2 13 88 22 58 Campos Gerais 22 13 21 78 9 0.34 Alfenas 12 25 16 80 11 20 Alterosa 27 28 8 48 11 0.5 Areado 21 17 8 64 10 29 Três Pontas 22 12 26 80 6 3 Fama 42 0 14 85 8 0.15 Paraguaçu 18 17 12 85 16 0.40 Varginha 23 10 16 95 5 2

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MUNICÍPIOS Pop.urbana Pop.rural %Pop.urbana %Pop.rural São João Batista do Glória 4820 1452 1.4 1.9 Capitólio 5657 2079 1.6 2.7 Guapé 6286 7336 1.8 9.7 Alpinópolis 3552 3482 1.0 4.6 Carmo do Rio Claro 13323 6408 3.8 8.4 Ilicínea 7579 2903 2.2 3.8 Boa Esperança 30380 6658 8.8 8.8 Conceição da Aparecida 5610 3759 1.6 4.9 Campo do Meio 10037 1397 2.9 1.8 Campos Gerais 17739 8801 5.1 11.6 Alfenas 62099 4811 17.9 6.3 Alterosa 8986 3988 2.6 5.2 Areado 9790 2437 2.8 3.2 Três Pontas 40607 10331 11.7 13.6 Fama 1443 907 0.4 1.2 Paraguaçu 14556 4387 4.2 5.8 Varginha 104085 4830 30.0 6.4

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