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FEARNSIDE, P.M.
HIDRELÉTRICAS COMO “FÁBRICAS DE METANO”: O PAPEL DOS
RESERVATÓRIOS EM ÁREAS DE FLORESTA TROPICAL NA EMISSÃO DE GASES
DE EFEITO ESTUFA
Philip M. Fearnside1*
Instituto Nacional Pesquisas da Amazônia (INPA), Av. André Araújo, 2936, C.P. 478, Manaus-Amazonas, CEP 69011-970, Brasil., Tel: (92)
3643-1822.
*E-mail: pmfearn@inpa.gov.br
1
RESUMO
Calcular as emissões de gases de efeito estufa de barragens hidrelétricas é importante para o processo de
tomada de decisão em investimentos públicos nas várias opções para geração e conservação de energia elétrica.
Reservatórios em áreas tropicais, como a Amazônia, freqüentemente têm grandes áreas de deplecionamento,
onde a vegetação herbácea, de fácil decomposição, cresce rapidamente. Esta vegetação se decompõe a cada ano
no fundo do reservatório quando o nível d’água sobe, produzindo metano. O metano oriundo da vegetação da
zona de deplecionamento representa uma fonte permanente deste gás de efeito estufa, diferente do grande pulso
de emissão oriundo da decomposição dos estoques iniciais de carbono no solo, nas folhas e liteira (serapilheira
ou folhiço) da floresta original. As turbinas e vertedouros puxam água de níveis abaixo da termoclina, isto é, da
barreira de estratificação por temperatura que isola a água do fundo do reservatório, rica em metano, da camada
superficial que está em contato com o ar. Quando a água do fundo emerge das turbinas e dos vertedouros, grande
parte da sua carga de metano dissolvido é liberada para a atmosfera. O gás carbônico oriundo da decomposição
da parte superior das árvores da floresta inundada, que fica acima da lâmina d’água, representa outra fonte significativa de emissão de gás de efeito estufa nos primeiros anos depois da formação do reservatório.
Palavras-chave: Aquecimento global, barragens, efeito estufa, emissão de gases de efeito estufa, metano, represas.
ABSTRACT
HYDROELECTRIC DAMS AS “METHANE FACTORIES”: THE ROLE OF RESERVOIRS IN
TROPICAL FORE ST AREAS AS SOURCES OF GREENHOUSE GASES. Estimates of greenhouse gas
emissions of hydroelectric dams are relevant when allocating public resources among the various methods
for generating and conservation of electricity. Dams in tropical forest areas like the Amazon often have large
drawdown zones in which of easily composed herbaceous plants can grow quickly when the water level of
the reservoir falls. These plants decompose at the bottom of the reservoir when the water level rises again,
thus producing methane gas. This source of methane (a greenhouse gas) is permanent, unlike the large initial
emission peak from the decomposition of carbon from the soil, vegetation, and litter of the original forest
that takes place after the forested area is flooded. Turbines and spillways in dams draw water from under the
reservoir’s thermocline, releasing large amounts of dissolved methane gas to the atmosphere. Carbon dioxide
from the decomposition of exposed tree tops in the flooded forest represents another significant source of
greenhouse gas emissions during the early years of the reservoir implantation.
Keywords: Global warming, greenhouse-gas emissions, methane, reservoirs
INTRODUÇÃO
Embora hoje seja amplamente reconhecido que
represas hidrelétricas emitem gases de efeito estufa, muita discordância permanece sobre as questões
de quanto é emitido e quando, de que fontes são derivados os gases e quanto desta emissão é uma conOecol. Bras., 12 (1): 100-115, 2008
tribuição líquida ao efeito estufa. Estas diferenças
têm implicações significantes para as políticas públicas e as diferenças conduzem a conclusões discrepantes, como se há um benefício climático para
qualquer determinada represa hidrelétrica quando
comparada com a eletricidade gerada por combustíveis fósseis.
HIDRELÉTRICAS COMO “FÁBRICAS DE METANO”
Represas variam amplamente na quantidade de
gases de efeito estufa que elas emitem. Considera-se
que represas tropicais (o assunto deste trabalho) emitem mais gases de efeito estufa do que represas em
áreas temperada e boreal, mas é um engano pensar
que só represas tropicais emitem gases. Dentro dos
trópicos há também variação em emissões. Recentemente, tem havido progresso significativo na medição de emissões ao longo do ciclo anual em represas
individuais, especialmente em Petit Saut, na Guiana
Francesa (ex., Abril et al. 2005, Guérin et al. 2006) e
em Balbina, no Brasil (Kemenes et al. 2007, 2008).
Além do monitoramento de perfis de metano e
emissões de superfície durante um ou mais ciclos
anuais em Petit Saut e Balbina, foram feitas medidas
pontuais de emissões de superfície em outros reservatórios amazônicos: Tucuruí (de Lima 2005, Rosa et
al. 2003), Samuel (de Lima 2005, Rosa et al. 2003)
e Curuá-Una (Duchemin 2000). E também, foram
feitas várias medidas de emissões de superfície para
vários reservatórios não amazônicos no Brasil: Serra
Mesa (de Lima 2005), e Três Marias, Miranda, Barra
Bonita, Xingó e Segredo (Rosa et al. 2004). Perfis de
concentração de metano durante breves períodos de
amostragem (campanhas de campo) têm sido medidas na Serra da Mesa e em Manso (Abe et al. 2005)
e, informações adicionais sobre ciclagem de carbono
para estes dois reservatórios também foram obtidas
(Abe et al. 2005, Sikar et al. 2005).
Uma vez que não é possível ter medidas diretas
para mais do que alguns poucos dos reservatórios
existentes e, que medidas diretas em reservatórios propostos são impossíveis, é importante ter um arcabouço
de cálculo para estimar as emissões de gases de efeito
estufa a partir de outros parâmetros dos reservatórios.
Por falta de alternativas melhores, o método de aproximação mais utilizado até agora, é o de simplesmente
fazer extrapolações a partir das poucas medidas diretas existentes. Essas extrapolações presumem emissões constantes por unidade de área de reservatório,
ou alternativamente, emissões constantes por megawatt de capacidade instalada ou de eletricidade gerada
(ex., Saint Louis et al. 2000). Tais extrapolações têm a
vantagem de não requerer nenhuma informação detalhada sobre as características de cada represa.
Um método mais exigente inclue uma série de
cálculos baseado no perfil de concentração de metano, ciclos sazonais em concentração, profundidade
101
das turbinas e vertedouros, junto com informações
sobre os níveis de água no reservatório e a posição
das turbinas e vertedouros, e os respectivos fluxos de
água nessas estruturas. Este foi aplicado em Tucuruí,
Curuá-Una e Samuel (Fearnside 2002, 2005a, b). O
ponto fraco desse método é a necessidade de ter ou
um perfil medido de concentração de metano na coluna de água ou a aceitação da suposição de que o perfil
de outro reservatório pode ser aplicado para o reservatório em questão. Para evitar esta suposição limitante, é necessário um método que calcule os valores
de concentração de metano a partir de dados sobre o
carbono vindo de várias fontes, tais como os estoques
iniciais na biomassa e no solo e o carbono renovável introduzido por fotossíntese feito por macrófitas e
pela vegetação na zona de deplecionamento.
O objetivo do atual trabalho é de prover um arcabouço melhor para estimar as emissões líquidas de represas, tanto para aquelas já construídas como para as
futuras. Tais estimativas estão baseadas no princípio
de que é necessário sempre fazer o melhor uso das informações disponíveis. Com o passar do tempo, estas
informações poderão ser melhoradas em quantidade
e confiabilidade, mas a cada momento no tempo, as
decisões são fundamentadas no melhor uso das informações disponíveis.
PRINCÍPIOS
ADICIONALIDADE
Uma pergunta fundamental no cálculo de emissões
de gás de efeito estufa de represas hidrelétricas, assim
como para outros tipos de mudanças antropogênicas
é se as emissões são “adicionais” àquelas que teriam
sido emitidas na ausência da intervenção. Este não só
é o princípio que guia ações de mitigação sob o Protocolo de Kyoto (i.e., de diminuir emissões líquidas)
como também é a base para entender o papel de fontes novas que acrescentam às emissões humanas.
Contabilizar todas as emissões de CO2 de uma represa como adicionais ignora o fato que grande parte
de qualquer CO2 presente na água do rio, sem a barragem, teria sido emitida da mesma forma. Richey et al.
(2002) encontraram uma emissão volumosa de CO2
da água no rio Amazonas e, na realidade, nada desse volume poderia ter se originado em reservatórios
hidrelétricos. Se uma represa é construída e, ao invés
de ser emitido no rio Amazonas a emissão de CO2
Oecol. Bras., 12 (1): 100-115, 2008
102
FEARNSIDE, P.M.
acontece na superfície do reservatório ou na saída das
turbinas, isto não representa uma contribuição adicional ao efeito estufa.
O CO2 foi contado integralmente em vários estudos de emissões por reservatórios (por exemplo, Saint
Louis et al. 2000, Kemenes et al. 2007, 2008, Rosa
et al. 2004). O autor do presente estudo não conta
emissão de CO2 da superfície ou das turbinas e vertedouros, mas conta a emissão de CO2 pela decomposição acima da água das árvores mortas que se projetam
para fora do lago.
CONTAR TODAS AS FONTES E SUMIDOUROS
Ao avaliar emissões de represas hidrelétricas deveria ser um princípio básico contar todas as fontes
e sumidouros. A omissão de importantes caminhos
de emissão foi a principal causa das conclusões de
alguns grupos (ex. Rosa et al. 2004) de que represas
produzem quantias pequenas de gases de efeito estufa
e que as hidrelétricas quase sempre comparam muito
favoravelmente com geração termoelétrica, em termos de emissões (ver Fearnside 2004, 2006).
A dificuldade de medir as emissões que acontecem
dentro das turbinas e logo abaixo da saída das turbinas faz com que alguns estudos calculem a emissão
somente com base nos fluxos de superfície medidos a
jusante após os primeiros metros de água turbulenta
no rio, subestimando a emissão significativamente.
As medidas de emissões das turbinas e dos vertedouros deveriam ser feitas levando-se em consideração a
diferença entre as concentrações de gás na água acima da barragem ao nível da entrada dessa estruturas
e, imediatamente abaixo do ponto de liberação. Medidas de fluxo a jusante têm um papel importante mostrando o destino dos gases dissolvidos que permanecem depois da passagem inicial pela barragem, mas
estas medidas não substituem uma estimativa baseada
na diferença antes e depois da própria barragem.
Todas as fontes pré-represa devem ser contabilizadas, inclusive a formação de poças, térmitas e fluxos
de gases do solo. Deve ser lembrado que os locais de
represas hidrelétricas normalmente não são áreas alagadas e sim áreas com cataratas, sendo que esses locais
têm maior potencial para gerar energia. Portanto, as altas emissões de metano associadas com áreas alagadas
não se aplicam à maioria da vegetação pré-represa, ao
contrário das suposições de alguns estudos.
Oecol. Bras., 12 (1): 100-115, 2008
Podem se agrupar fontes de carbono para emissões
de gases de efeito estufa em quatro categorias:
1. Estoques de carbono que estavam presentes na
vegetação e no solo antes do enchimento do reservatório. Estes incluem os estoques preexistente na zona
de deplecionamento, que só é inundada de acordo
com a época, e qualquer vegetação localizada próxima do reservatório que é afetada por alterações no
lençol freático.
2. Carbono de forma dissolvida ou particulada
que entram no reservatório provenientes dos rios e
córregos que entram no lago. Este carbono vem de
erosão do solo e de liteira e outros tipos de matéria
orgânica da bacia hidrográfica. A parte particulada
deste carbono é uma fonte de entrada ininterrupta de
carbono fresco, facilmente degradada, que vai para
os sedimentos no fundo do reservatório. Esta camada
de sedimento é o local de metanogênese, fornecendo
CH4 à coluna d’água por difusão e contribuindo para
emissões da superfície por borbulhamento (Abe et al.
2005, Adams et al. 2005).
3. Carbono que é fixado dentro do reservatório ou
no ecossistema aquático (plâncton, perifiton e macrófitas) ou em crescimento anual de vegetação terrestre
na zona de deplecionamento, de acordo com a época
inundada.
4. Carbono que é liberado aerobicamente das árvores que são mortas quando o reservatório é inundado.
Este inclui decomposição acima d’água das porções
das árvores mortas que projetam sobre a superfície do
reservatório, decomposição aeróbica de troncos flutuantes que se movimentam a deriva até a beira do lago,
e a decomposição de árvores na floresta circunvizinha
que são mortas perto da margem do reservatório devido a alterações no lençol freático provocadas pelo
reservatório. Além de decomposição, árvores mortas
no reservatório podem liberar carbono em queimadas
durante eventos de abaixamento extremos do nível
d’água (como aconteceu em Balbina e Samuel durante o El Niño de 1997-1998).
HIDRELÉTRICAS E EMISSÕES DE GASES DE
EFEITO ESTUFA
A tomada de decisão sobre desenvolvimento energético requer uma avaliação abrangente dos custos ambientais e dos benefícios de cada alternativa. Embora
o benefício das hidrelétricas em substituir a queima
HIDRELÉTRICAS COMO “FÁBRICAS DE METANO”
de combustíveis fósseis em usinas termoelétricas seja
amplamente conhecido, a emissão de gases de efeito
estufa tem recebido relativamente pouca atenção. As
emissões de gases de efeito estufa são particularmente
altas em áreas de floresta tropical. As represas hidrelétricas em áreas tropicais, como a Amazônia brasileira, emitem gás carbônico (CO2) pela decomposição
das árvores acima da lâmina d’água, que são deixadas
em pé na hora de encher os reservatórios, e também
libera metano (CH4) por decomposição sob condições
anaeróbicas no fundo do reservatório. O metano é liberado através de vários caminhos, inclusive por bolhas e difusão pela superfície, e é liberado no transcurso da água pelas turbinas e vertedouros. A vegetação
herbácea, de fácil decomposição, cresce rapidamente
na zona de deplecionamento, ou de drawdown, que é a
área do fundo do reservatório que fica exposta quando
o nível da água é periodicamente rebaixado. Quando o
nível d’água sobe, a biomassa se decompõe no fundo
do reservatório, produzindo metano.
Os reservatórios são termicamente estratificados,
com uma faixa (termoclina) localizada entre 2 e 3m
de profundidade. A temperatura da água diminui
abruptamente abaixo da termoclina, e a água abaixo
desta camada não se mistura com a água da superfície. Esta água abaixo da termoclina (o hipolimnion)
logo se torna anóxica e a vegetação herbácea da zona
de deplecionamento que se decompõe sob essas condições produz CH4 em lugar de CO2. Uma tonelada
de CH4 provoca 25 vezes mais impacto sobre o efeito
estufa que uma tonelada de CO2, quando é utilizado
o fator de conversão (potencial de aquecimento global, ou GWP) calculado para um período de 100 anos
no Quarto Relatório de Avaliação (AR-4) do Painel
Intergovernamental sobre Mudança do Clima (IPCC)
(Forster et al. 2007). O valor do GWP de metano é crítico para o impacto de hidrelétricas no aquecimento
global. O relatório AR-4 revisou este valor e o elevou
em relação ao valor de 23 utilizado no Terceiro Relatório de Avaliação (Ramaswamy et al. 2001), que,
por sua vez, já havia revisado e elevado o valor em
relação ao valor de 21 usado no Segundo Relatório de
Avaliação (Schimel et al. 1996). Este último valor,
de 21, foi adotado pelo Protocolo de Kyoto para o
período até 2012 e com relação a ele, o valor atual representa um aumento de 19% no impacto atribuído ao
metano. O valor mais recente do GWP de metano, de
25, significa que uma tonelada de carbono em forma
103
de CH4 tem 9,1 vezes mais impacto que uma tonelada
de carbono em forma de CO2. Ou seja, transformar o
carbono do CO2 da atmosfera em metano multiplica
por mais de nove o impacto no aquecimento global
de cada tonelada (megagrama = Mg) de carbono que
é transformada e liberada para a atmosfera.
Não se acredita que a madeira das árvores submersas seja uma fonte significativa de carbono para
a produção de metano porque o tecido vegetal lignificado (madeira) decompõe-se a uma taxa extraordinariamente lenta sob condições anaeróbicas. Árvores
ainda são utilizáveis como madeira mesmo depois de
permanecerem várias décadas submersas. Como demonstrado pela experiência em Tucuruí onde, mais
de duas décadas depois do enchimento em 1984, a represa ainda é cena de disputas entre vários pretendentes interessados na exploração do estoque de madeira
subaquática. Em contrapartida, a vegetação herbácea
decompõe-se rapidamente, liberando assim seu estoque de carbono na forma de gases, uma parte da qual
é liberada para a atmosfera.
O recrescimento da vegetação na zona de deplecionamento do reservatório, a cada ano, remove gás
carbônico da atmosfera pela fotossíntese, e re-emite
o carbono na forma de metano quando a vegetação
é inundada. O reservatório, então, age como uma
verdadeira fábrica de metano, convertendo continuamente o CO2 em CH4. A fonte de carbono da inundação anual da zona de deplecionamento é permanente,
diferente do carbono da liteira fina, folhas e carbono
instável (lábil) orgânico do solo da floresta original.
Estes estoques de carbono se decompõem durante os
primeiros anos depois do enchimento do reservatório.
Tapetes de macrófitas (plantas aquáticas), outra fonte
de biomassa facilmente decomposta, diminuem a níveis reduzidos quando a fertilidade da água alcança
um equilíbrio mais baixo depois de esgotar o pulso
inicial de nutrientes que segue o enchimento do reservatório. Emissões de represas hidrelétricas são muito
mais altas durante os primeiros anos, tanto de CH4
gerado pela decomposição subaquática da biomassa
herbácea do reservatório como de CO2 oriundo da decomposição da parte acima d’água das árvores da floresta original deixada em pé no reservatório. Porém,
a provisão ininterrupta de biomassa herbácea da zona
de deplecionamento, e de macrófitas, garante certo
nível de emissão permanente.
Estimativas anteriores de emissões de gases de
Oecol. Bras., 12 (1): 100-115, 2008
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FEARNSIDE, P.M.
efeito estufa de reservatórios amazônicos geralmente calcularam as emissões em um único momento no
tempo, por exemplo, 1990, que é o ano padrão de referência para inventários nacionais de gases de efeito
estufa sob a Convenção Quadro das Nações Unidas
sobre Mudanças do Clima (UN-FCCC) (Fearnside
1995, 2002, 2005a, b). Um estudo incluiu o caminho
de tempo de emissões de decomposição da biomassa
da floresta original (Fearnside 1997a). Estimativas de
emissões de metano geralmente confiaram na suposição que uma concentração medida em uma represa
pode ser extrapolada diretamente para outras represas
de idade semelhante. Precisa-se de um modelo explícito dos estoques de carbono e da sua degradação para
poder calcular as emissões com o passar do tempo em
um determinado reservatório e em reservatórios com
diferentes idades, manejo da água e outras características. O modelo desenvolvido para este propósito é
descrito nas seções seguintes. Em um trabalho separado, uma versão anterior deste modelo foi aplicada
ao caso específico das hidrelétricas propostas de Belo
Monte (anteriormente Kararaô) e Altamira (anteriormente Babaquara) no rio Xingu (Fearnside 2005c). A
informação apresentada no presente trabalho é aplicável à represas em toda a região amazônica brasileira e para outras regiões tropicais com condições
ambientais semelhantes. Porém, as características de
cada represa determinarão as quantidades de gases de
efeito estufa emitidas por cada caminho, e o impacto
ou beneficio líquido uma vez levado em conta a substituição de combustível.
FONTES DE CARBONO E CAMINHOS DE
LIBERAÇÃO DE GASES DE EFEITO ESTUFA
METANO
O metano produzido por decomposição subaquática pode ser liberado de vários modos, incluindo o
borbulhamento (ebulição) e a difusão pela superfície
do reservatório. O borbulhamento permite que o CH4
atravesse a barreira da termoclina e é altamente dependente da profundidade da água em cada ponto no
reservatório, com emissões de bolhas muito maiores
a profundidades mais rasas. A difusão é importante
no primeiro ano, porque as populações bacterianas
na água de superfície (epilimnion) aumentam, com
o resultado que qualquer metano que se difunde por
esta camada seja oxidado para CO2 antes de alcançar
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a superfície (Dumestre et al. 1999, Galy-Lacaux et al.
1997). As emissões de superfície também são mais
altas nos primeiros anos depois do enchimento porque
o estoque de carbono nas folhas e folhiço da floresta
original e na fração instável do carbono do solo está
sendo liberado do fundo do reservatório na forma de
metano. Estes estoques de carbono inicial diminuirão
na medida em que eles são progressivamente exauridos e, nos anos posteriores, o carbono somente estará
disponível de fontes renováveis, tais como as macrófitas e o recrescimento na zona de deplecionamento
(assim como também o carbono do solo que entra no
reservatório oriundo da erosão rio acima).
Estão faltando estudos para quantificar o papel
relativo de diferentes fontes de carbono. No caso do
reservatório de Petit Saut, na Guiana francesa, GalyLacaux et al. (1999) acreditam que o carbono do solo
é a fonte principal nos primeiros anos. O estoque de
carbono instável do solo é relativamente grande, comparado aos outros estoques de carbono facilmente degradado. O presente cálculo usa o estoque de carbono
instável (hidrolisável) do solo de 54Mg C/ha medido
nos 60cm superficiais de um Ultisol (podzólico) amazônico típico (Trumbore et al. 1990). Suposições relativas à taxa de decomposição dos estoques produzem
um total teórico para o carbono liberado na água na
forma de CH4. Considerando o efeito de diluição pelos
influxos de água para o reservatório, a quantidade de
carbono que se decompõe anaerobicamente por km3
(109m3) de água pode ser calculada. Esta quantidade
foi calculada para dois reservatórios existentes em
áreas de floresta tropical (Petit Saut e Tucuruí) e relacionado à concentração de CH4 na água a uma profundidade padronizada (30m) nos mesmos reservatórios.
A quantidade de carbono que se decompõe anaerobicamente é a soma das porções que se decompõe de folhas originais e folhiço, carbono instável do
solo, macrófitas não encalhadas e vegetação inundada
na zona de deplecionamento. A quantidade de água
é o volume do reservatório ao final do mês, mais os
influxos durante o referido mês e o mês anterior. A
quantidade de carbono que se decompõe anaerobicamente (calculada de acordo com as suposições dadas
acima) relacionada à concentração de CH4 aos 30m
de profundidade é mostrada na Figura 1. Os dados
de concentração são de Petit Saut (Galy-Lacaux et
al. 1999), com exceção do ponto extremo no lado esquerdo, com 6mg CH4/litro aos 30m de profundidade,
HIDRELÉTRICAS COMO “FÁBRICAS DE METANO”
105
Figura 1. Concentração de metano (CH4) a 30m de profundidade contra carbono decomposto anaerobicamente. Dados de concentração a 30m são de
Petit Saut (Galy-Lacaux et al. 1999), que é de Tucuruí (J.G. Tundisi, em Rosa et al. 1997).
Figure 1. Methane gas concentrations at 30m depth plotted against the anaerobic decomposition of carbon. Methane gas concentrations are from Petit
Saut (Galy-Lacaux et al. 1999), based on data from Tucuruí, Pará, Brazil (J.G. Tundisi, em Rosa et al. 1997).
(1)
(J.G. Tundisi, citado por Rosa et al. 1997) são usados
para representar reservatórios até 12 meses depois do
enchimento; dados de Petit Saut (Galy-Lacaux et al.
1999) são usados para representar reservatórios do
13º até o 36º mês, e dados de Tucuruí coletados 44
meses depois do enchimento (J.G. Tundisi, citado por
Rosa et al. 1997) são usados para representar reservatórios depois do 36º mês. As razões são calculadas
usando as equações na Tabela I.
Para decomposição anaeróbica entre 684,5 e
15.000Mg C/ km3 de água:
Tabela I. Razão das concentrações de CH4 em diferentes profundidades
para a concentração a 30m.
Table 1. Ratios of methane gas concentration at different depths at 30m.
que é de Tucuruí (J.G. Tundisi, citado por Rosa et al.
1997). A faixa de valores para a quantidade de carbono que se decompõe anaerobicamente é dividida em
três segmentos para o cálculo da concentração de CH4
aos 30m de profundidade (equações 1-3).
Para decomposição anaeróbica ≤ 684,4Mg.C/km³
de água:
Y = 0,00877 X
Y = 0,000978 X + 6
(2)
Para decomposição anaeróbica > 15.000Mg C/
km de água:
3
Y = 20
(3)
Onde: X = decomposição anaeróbica (Mg C/km3
de água)
Y = concentração de CH4 aos 30m de profundidade (mg/litro)
A razão entre a concentração de metano a diferentes profundidades e a concentração aos 30m depende
da idade do reservatório, já que esta razão muda com
o passar do tempo à medida que as populações bacterianas nas águas de superfície se tornam mais capazes de degradar o metano para gás carbônico. Dados
do reservatório de Samuel aos cinco meses de idade
Profundidade
(m)
0 – 0,9
1 – 1,9
2 – 4,9
5 – 9,9
10 – 14,9
15 – 19,9
20 – 24,9
25 – 29,9
30 – 30,0
≥ 31
Idade =
12 meses(a)
0,33
0,50
0,75
0,83
0,67
0,75
0,83
0,92
1,00
(d)
Idade
12-36 meses(b)
0
0
0
0
0
0,33
0,50
0,83
1,00
(d)
Idade >
36 meses (c)
0
0
0
0,34
0,63
0,71
0,79
0,89
1,00
(d)
(a) Dados do reservatório de Samuel l,5 meses depois de encher (J.G.
Tundisi, citado por Rosa et al. 1997). (b) Dados de Petit Saut (Galy-Lacaux et al. 1999). (c) Dados de Tucurui 44 meses depois de encher (J.G.
Tundisi, citado por Rosa et al. 1997). (d) Y = 1 + (0,0165 (X - 30)), onde:
Y = Razão entre a concentração de CH4 e a concentração aos 30m de
profundidade e X = Profundidade abaixo da superfície (m) .
(a) Data from the Samuel reservoir 1.5 months after flooding (J.G.
Tundisi, cited by Rosa et al. 1997). (b) data from Petit Saut (Galy-Lacaux et al. 1999). (c) Data from Tucuruí, 44 months after flooding (J.G.
Tundisi, cited by Rosa et al. 1997). (d) Y = 1 + (0,0165 (X - 30)), where Y
= ratio of methane concentration to methane concentration at 30m depth,
and X = depth (m).
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FEARNSIDE, P.M.
Tabela II. Emissões por borbulhamento e por difusão calculadas a partir da concentração de CH4 a 30m de profundidade(a). (*CH4 = Faixa de concentração de CH4 a 30m de profundidade).
Table II. Gas emissions by bubbling and diffusion calculated based on the methane concentration at 30m depth (a) (*CH4 = methane concentration
interval at 30m depth).
Emissão
Borbulhamento
Faixa de
profundidade
(m)
Coeficiente
angular
Intercepto
0-9,2
9,3-1,6
≥ 17,7
0-9,2
9,3-17,6
≥ 17,7
0-4,5
4,6-9,2
9,3-17,6
≥ 17,7
0-9,2
9,3-17,6
≥ 17,7
47,572
64,979
23,562
31,284
35,738
12,959
0
2,468
11,139
4,039
11,909
17,917
1,895
-54,214
-216,344
516,453
-77,499
-118,989
284,049
0
43,680
-37,087
88,535
-35,860
-91,822
191,656
0a3
Borbulhamento
4a6
Borbulhamento
7a8
Difusão
* CH4
(mg/litro)
Todas as
profundidades
(a) Y = m X + b, onde: Y = Emissão de CH4 (mg/m2/dia); X = Concentração de CH4 a 30m de profundidade (mg/litro); m = Coeficiente angular; b =
Intercepto (coeficente linear).
(a) Y = m X + b, where Y = methane gas emission (mg/m2/day); X = methane concentration at 30m depth (mg/litre); m = angular coefficient (slope);
b = intersept (linear coefficient).
As emissões de borbulhamento e de difusão podem ser relacionadas à concentração de CH4 a uma
profundidade padronizada de 30m. A Tabela II apresenta equações para estas emissões para água com
profundidades diferentes. Estas razões resultaram de
medidas em Petit Saut (Galy-Lacaux et al. 1999). A
concentração de CH4 prevista aos 30m de profundidade é estreitamente relacionada às emissões de borbulhamento observadas em cada faixa de profundidade
nos dados de Petit Saut (0-3m, 4-6m e 7-8m) (Figura
2a, 2b e 2c). As emissões de difusão em Petit Saut,
independente da profundidade, também são estreitamente relacionadas à concentração de CH4 preditas
aos 30m (Figura 2d).
Usando os dados derivados acima, as concentrações de CH4 podem ser calculadas. A liberação de
carbono calculada por decomposição anaeróbica é
calibrada aos dados existentes sobre concentração de
CH4 em reservatórios semelhantes. Esta calibração é
importante para reduzir qualquer possível viés oriundo das presunções relativas à magnitude das taxas de
decomposição dos vários estoques subaquáticos de
carbono. A água que entra em um reservatório a partir de córregos e do fluxo normal do rio não contém
praticamente nada de CH4, como foi mostrado pelas
medidas em Petit Saut (Galy-Lacaux et al. 1997).
Oecol. Bras., 12 (1): 100-115, 2008
Durante cada mês, ao longo de um período de 50
anos, pode-se calcular a área de zona de deplecionamento que permanece exposta durante um mês, dois
meses, e assim sucessivamente até um ano, e uma categoria separada que é mantida para área de deplecionamento exposta durante mais de um ano. A área que é
submersa em cada classe de idade é calculada durante
cada mês. Isto permite um cálculo da quantia de biomassa herbácea que é inundada, baseado em presunções relativas à taxa de crescimento da vegetação na
zona de deplecionamento. A categoria para vegetação
com mais de um ano de idade contém biomassa mais
lignificada, já que o crescimento depois do primeiro
ano é, em grande parte, alocado à produção de madeira, em lugar de tecidos mais macios (a biomassa de
folhas da floresta é usada para esta categoria).
As macrófitas são uma fonte importante de biomassa macia, facilmente decomposta. As populações destas
plantas aquáticas aumentam com exuberância, cobrindo parte significativa de reservatórios novos, conforme
observado em Brokopondo, no Suriname (Paiva 1977),
Curuá-Una, no Pará (Junk et al. 1981), Tucuruí, no Pará
(de Lima 2002), Balbina, no Amazonas (Walker et al.
1999) e Samuel, em Rondônia (Fearnside 2005a). Imagens de satélite LANDSAT indicam que as macrófitas
em Tucuruí cobriram 40% da superfície do reservatório
HIDRELÉTRICAS COMO “FÁBRICAS DE METANO”
107
Figura 2. Borbulhamento e emissões de difusão contra concentração de metano predita a 30m de profundidade. Dados de emissões são de Petit Saut
(Galy-Lacaux et al. 1999). A.) Borbulhamento para locais 0-3m de profundidade; B.) Emissões de borbulhamento para 4-6m de profundidade; C.)
Emissões de borbulhamento para 7-8m de profundidade; D.) Emissões de difusão para todas as profundidades.
Figure 2. Diffusion and bubbling gas emissions plotted against the predicted methane concentration at 30m depth. Emission data were obtained from
Petit Saut (Galy-Lacaux et al. 1999). A) Bubbling emissions for areas 0-3m depth; B) Bubbling emissions for areas 4-6m depth; C) Bubbling emissions
for areas 7-8m depth; D) Diffusion emissions for areas of all depths.
dois anos depois do enchimento, diminuindo para 10%,
depois de uma década (de Lima et al. 2002). Baseado
em monitoramento em Samuel e Tucuruí, Ivan Tavares
de Lima (2002) desenvolveu uma equação (eq. 4) para
descrever a evolução da cobertura de macrófitas, que é
utilizada na presente análise:
Y = 0,2 X-0,5
(4)
onde:
X = anos desde o enchimento
Y = a fração do reservatório coberta por macrófitas.
As macrófitas morrem a uma determinada taxa no
reservatório e a biomassa morta afunda. Em lagos de
várzea, a mortalidade das macrófitas resulta em uma
reposição da biomassa 2-3 vezes por ano (Melack
& Forsberg 2001). O ponto central desta faixa (4,8
Oecol. Bras., 12 (1): 100-115, 2008
108
FEARNSIDE, P.M.
meses) implica que 14,4% da biomassa de macrófita
morre em cada mês. Esta taxa foi adotada para mortalidade de macrófita nos reservatórios. Além desta
mortalidade, uma parte da biomassa de macrófitas é
encalhada quando o nível da água desce. Como os
ventos prevalecentes (que sopram de leste para oeste)
empurram as macrófitas flutuantes contra apenas uma
margem, uma parte do tapete de plantas flutuantes
necessariamente é posicionada onde será encalhada
sempre que o nível de água desce. As quantidades
envolvidas são impressionantes, como é evidente em
Tucuruí (veja Fearnside 2001). Como as macrófitas
concentram-se ao longo de apenas uma margem do
reservatório, somente a metade da zona de deplecionamento é considerada na computação das áreas de
macrófitas encalhadas. Quando encalhadas, as macrófitas morrem e se decompõem aerobicamente. No
entanto, se o nível d’água sobe novamente antes do
processo de decomposição ser completado, o estoque
de carbono remanescente em macrófitas encalhadas é
acrescentado ao estoque de carbono subaquático que
pode produzir metano. Aqui se presume que, se uma
área estiver exposta durante apenas um mês, então a
metade das macrófitas encalhadas ainda estará presente quando estas áreas forem reinundadas.
A cobertura de macrófitas em reservatórios amazônicos passa por uma sucessão regular de espécies,
começando com Eichhornia e terminando com Salvinia, como aconteceu em Curuá-Una (Vieira 1982)
e Balbina (Walker et al. 1999). Eichhornia e outras
macrófitas que predominam nos primeiros anos têm
significativamente mais biomassa por hectare que
Salvinia. Em Balbina a substituição de macrófitas de
biomassa alta por Salvina aconteceu entre o sétimo
e o oitavo ano depois do enchimento (Walker et al.
1999). Nos presentes cálculos presume-se que a troca
para Salvinia acontece sete anos depois de enchimento do reservatório. Macrófitas flutuantes como Eichhornia e Salvinia são muito comuns em reservatórios,
mas algumas espécies enraizadas também ocorrem.
Presume-se que a biomassa de macrófitas é de
11,1Mg/ha de peso seco durante os primeiros seis
anos, baseado em um tapete de Eichhornia mensurado no Lago Mirití, um lago de várzea perto de
Manacapuru, Amazonas (P.M. Fearnside, dados não
publicados). Para comparação, em lagos de várzea,
espécies de Oryza tiveram 9-10Mg/ha de peso seco,
enquanto que Paspalum teve 10-20Mg/ha (T.R. FiOecol. Bras., 12 (1): 100-115, 2008
sher, D. Engle & R. Doyle, dados inéditos citados por
Melack & Forsberg 2001). Em lagos de várzea, nove
medidas de macrófitas enraizadas foram tomadas depois de aproximadamente três meses de crescimento,
resultando em uma média de 5,7Mg/ha de biomassa seca (DP=1,7, variação=3,2-8,7) (Junk & Piedade
1997). Depois que ocorre a transição para Salvina, a
biomassa por hectare de macrófitas se torna mais baixa. O valor de biomassa usado no cálculo é de 1,5Mg/
ha de peso seco, que é a biomassa de tapetes de Salvinia auriculata (Junk & Piedade 1997).
O metano da água que é retido abaixo da termoclina
será exportado dos reservatórios na água puxada pelas
turbinas e pelo vertedouro. Esta é uma característica de
represas hidrelétricas, que é completamente diferente
dos corpos d’água naturais, tais como lagos de várzea,
que são fontes globalmente significativas de CH4 apenas com emissões de superfície. Abrir as entradas para
as turbinas e para o vertedouro é como tirar a tampa
do ralo em uma banheira: a água é tirada do fundo,
ou pelo menos da porção mais funda (hipolimnion) do
reservatório. Debaixo da termoclina a concentração de
CH4 aumenta à medida que se desce na coluna d’água.
Uma observação importante de Petit Saut é que dentro
de um mesmo reservatório, a concentração de CH4, em
qualquer ponto é aproximadamente constante a qualquer profundidade abaixo da superfície, independentemente da profundidade até o fundo do local em questão
(Galy-Lacaux et al. 1997). No presente estudo é calculado para cada mês, a profundidade abaixo da superfície dos vertedouros e das entradas das turbinas, para
então calcular a concentração de CH4 correspondente
na água liberada por estas estruturas.
À medida que se desce pela coluna d’água, a pressão aumenta e a temperatura diminui. Ambos os efeitos agem para aumentar a concentração de CH4 a profundidades maiores. Pela Lei de Henry, a solubilidade
de um gás é diretamente proporcional à pressão, enquanto o Princípio de Le Chatelier reza que a solubilidade de um gás é inversamente proporcional à temperatura. Embora ambos os efeitos sejam importantes,
o efeito da pressão predomina (Fearnside 2004). Por
exemplo, a pressão seria quase cinco atmosferas aos
48m de profundidade da entrada das turbinas no nível
operacional normal planejado na hidrelétrica de Altamira (Babaquara)(Fearnside 2005c). Quando a água
emergir das turbinas, a pressão cai imediatamente
para uma atmosfera. Quando a pressão cai são libera-
HIDRELÉTRICAS COMO “FÁBRICAS DE METANO”
dos gases dissolvidos, da mesma maneira que bolhas
de CO2 emergem quando se abre uma garrafa de refrigerante. A facilidade com que cada gás sai da solução
é determinada pelo constante da Lei de Henry do gás.
Essa constante é mais alta para CH4 do que para CO2,
fazendo com que, também por esta razão, o metano
seja liberado mais prontamente que as bolhas de gás
carbônico. Em Petit Saut, por exemplo, a água que
entrava nas turbinas em 1995 apresentava uma razão
de CO2 para CH4 de 9:1, mas no ar imediatamente
abaixo da barragem, a relação era de 1:1, significando assim que, proporcionalmente, muito mais metano
dissolvido é liberado (Galy-Lacaux et al. 1997).
GÁS CARBÔNICO
Diferente do metano, o gás carbônico é retirado da
atmosfera pela fotossíntese quando as plantas crescem. Portanto, o CO2 liberado pela decomposição de
biomassa herbácea que cresce no reservatório e na
sua zona de deplecionamento não pode ser contado
como um impacto no aquecimento global, já que este
CO2 está sendo apenas reciclado repetidamente, entre
a biomassa e a atmosfera. A biomassa nas árvores da
floresta que foram mortas quando o reservatório foi
criado é uma questão diferente, e o CO2 que elas liberam constitui um impacto líquido sobre o efeito estufa. Somente a porção acima d’água desta biomassa se
decompõe a uma taxa apreciável.
A biomassa de madeira acima d’água é modelada com algum detalhe, baseado no que é conhecido
a partir da experiência em Balbina (que foi enchida
ao longo do período 1987-1989). Os troncos das árvores quebram no ponto atingido pelo nível alto da
água, deixando tocos projetando fora da água quando
o nível cai. Até oito anos depois de serem inundadas,
aproximadamente 50% das árvores com diâmetro ≥
25cm e 90% das árvores com diâmetro < 25cm tinham quebrados (Walker et al. 1999), além disso, os
galhos caem continuamente das árvores em pé. Aproximadamente 40% das árvores de terra firme flutuam
em água (Fearnside 1997b), as árvores que afundam
(as com densidade de madeira > 1g/cm3 no estado
verde) permanecem onde estão, ou seja, na zona permanentemente inundada ou nas áreas mais rasas que
são periodicamente expostas na zona de deplecionamento. Os troncos que flutuam são empurrados pelo
vento e pelas ondas até a margem e serão expostas à
109
decomposição aeróbica na zona de deplecionamento
quando o nível d’água descer. Os estoques e as taxas
de decomposição para cada categoria são calculados.
A decomposição aeróbica contribui para a emissão de
CO2 da biomassa acima da água. Parâmetros para a
dinâmica e decomposição aeróbica da biomassa acima d’água são apresentados na Tabela III.
Outra fonte de emissões é de árvores perto da margem do reservatório, mortas quando o lençol d’água
sobe e alcança suas raízes. Em Balbina, uma faixa de
árvores mortas é evidente ao redor da margem do reservatório (Walker et al. 1999). Porque o formato do
contorno da margem é extremamente tortuoso e inclui
as margens das muitas ilhas criadas pelo reservatório,
esta faixa de mortalidade da floresta afeta uma área significativa. As árvores mortas se decompõem, liberando
CO2 e, ao longo de um período de décadas, uma floresta secundária se desenvolve, com uma absorção de
carbono. A presente análise presume que a mortalidade
é de 90% na faixa até 50m além da margem do reservatório e de 70% na faixa entre 50 a 100m dessa margem.
A decomposição segue o mesmo curso que em áreas
derrubadas para agricultura, e presume-se que a floresta secundária cresça à mesma taxa que as capoeiras em
pousios de agricultura itinerante (Fearnside 2000).
EMISSÕES DE ECOSSISTEMAS PRÉ-REPRESA
As emissões dos ecossistemas presentes antes das
represas serem construídas devem ser deduzidas das
emissões das represas para se obter uma avaliação
justa do impacto líquido do desenvolvimento hidrelétrico. Os parâmetros para emissões de metano pela
floresta não inundada (floresta de terra firme) são
apresentados na Tabela IV. Estes indicam um efeito
mínimo sobre o metano, com a perda de um sumidouro pequeno no solo quando inundado. Emissões de
óxido nitroso (N2O) em solo florestado não inundado
são pequenas: 0,0087Mg de gás/ha/ano (Verchot et al.
1999), ou 0,71Mg/ha/ano de carbono CO2-equivalente, considerando o potencial de aquecimento global
de 298 (Forster et al. 2007). Cálculos de óxido nitroso para floresta não inundada e para áreas inundadas
também são apresentados na Tabela IV. Os parâmetros para os cálculos incluem o efeito da formação
de poças temporárias em áreas de terra firme durante
eventos periódicos de chuva pesada.
Oecol. Bras., 12 (1): 100-115, 2008
110
FEARNSIDE, P.M.
Tabela III. Parâmetros para a emissão de gases da biomassa acima da água.
Table III. Gas emission parameters for biomass above the water level.
Parâmetro
Valor
Unidades
0,759
Fração
1
Metro
-0,5
Fração/ano
Taxa de decomposição acima d’água (0-4 anos)
-0,1680
Fração/ano
Taxa de decomposição acima d’água (5-7 anos)
-0,1841
Fração/ano
Taxa de decomposição acima d’água (8-10
anos)
-0,0848
Fração/ano
Taxa de decomposição acima d’água (>10 anos)
-0,0987
Fração/ano
Conteúdo de carbono de madeira
0,50
Biomassa inicial presente: folhas
2,23
Fração
% da biomassa total
acima do solo
Biomassa inicial presente: madeira
89,24
% da biomassa total
acima do solo
0,687
kg CH4/ha/ano
Martius et al. (1996)
Mg CH4
Martius et al. (1993)
Fração acima do solo
Profundidade média da zona de água de
superfície
Taxa de decomposição de folhas na zona
sazonalmente inundada
Liberação de metano por térmitas (cupins) em
floresta
Liberação de metano por térmitas em biomassa
acima d’água por Mg.C, se deteriorado por
térmitas
% de decomposição por ação de térmitas acima
do nível d’água máximo operacional normal
% de decomposição por ação de térmitas abaixo
da linha d’água do nível máximo operacional
normal
Taxa de quebra de troncos na altura da linha
d’água para árvores DAP>25cm
Taxa de troncos que quebram na linha de água
para árvores DAP<25cm
Taxa de queda de galhos (e presumida queda de
troncos acima do primeiro galho)
Percentual da biomassa acima do solo de
madeira viva em galhos e tronco acima do
primeiro galho
Percentual da biomassa de madeira acima do
solo em troncos
Percentual de biomassa de tronco DAP>25cm
10-25 cm DAP como % de biomassa de fuste
total em árvores vivos DAP>10cm
0-10 cm DAP como % de biomassa vivo total
acima do solo
0,0023
Fonte
Fearnside (1997c)
Suposição, baseado na deterioração de
madeira de valor comercial
Presunção
Presumido igual que em floresta
derrubada (Fearnside 1996)
Presumido igual que em floresta
derrubada (Fearnside 1996)
Presumido igual que em floresta
derrubada (Fearnside 1996)
Presumido igual que em floresta
derrubada (Fearnside 1996)
Fearnside et al. (1993)
Fearnside (1995)
Fearnside (1995), para cálculo da parte
acima d’água, ver distribuição vertical
na mesma fonte.
4,23
%
Martius et al. (1996) para biomassa
derrubada
0
%
Baseado em Walker et al. (1999)
0,063
0,113
0,094
Fração do estoque
original/ano
Fração do estoque
original/ano
Fração do estoque
original/ano
30,2
%
69,8
%
66,0
22
%
%
12
%
Baseado em Walker et al. (1999)
Baseado em Walker et al. (1999)
Baseado em Walker et al. (1999)
Fearnside (1995) baseado em Klinge &
Rodrigues (1973)
Fearnside (1995), baseado em Klinge
& Rodrigues (1973)
Calculado de Brown & Lugo (1992)
Brown & Lugo (1992)
Jordan & Uhl (1978)
Baseado no fator de expansão de
biomassa de 1,74 para biomassa de
troncos (fustes) >190Mg/ha em árvores
vivas de DAP>10cm (Brown & Lugo
1992)
Baseado em Brown & Lugo 1992
Richard Bruce, comunicação pessoal
(1993); veja Fearnside (1997b)
Tronco como % de biomassa total viva acima
do solo em árvores vivas DAP>10cm
57,47
%
Galhos como % de biomassa viva de troncos
51,4
%
Árvores que flutuam
0,4
Fração
0,094
Fração
Calculado de Walker et al. (1999)
0,5
Fração da área de
deplecionamento
exposta anualmente
Estimativa aproximada baseado no
nivel do reservatório em 2000 em
Balbina.
Galhos originais em árvores restantes que caem
por ano
Área de deplecionamento exposta anualmente
Oecol. Bras., 12 (1): 100-115, 2008
HIDRELÉTRICAS COMO “FÁBRICAS DE METANO”
111
Tabela IV. Fluxo evitado de metano e fluxo de óxido nitroso da perda de floresta.
Table IV. Avoided methane flux from forest loss.
Item
Valor
Unidades
Fonte
FLUXO DO SOLO EM FLORESTA NÃO INUNDADA
Absorção anual média de CH4
Emissão anual média de N2O
Fração do ano que a floresta
ripária é inundada naturalmente
Absorção por ha por ano em
floresta ripária
Emissão por ha por ano em
floresta inundada
-3,8
8,7
0,17
kg CH4/ha/ano
kg N2O/ha/ano
Fração
Potter et al. (1996) de 22 estudos
Verchot et al. 1999
Presumido ser 2 meses, em média
-3,17
kg CH4/ha/ano
Proporcional ao tempo não inundado
7,23
kg N2O/ha/ano
Proporcional ao tempo não inundado
EMISSÃO ATRAVÉS DE TÉRMITAS DE FLORESTA
Emissão/ha/ano
0,5
kg CH4/ha/ano
Fearnside 1996
EMISSÕES DE INUNDAÇÃO NATURAL DE FLORESTA INUNDADA PRÉ-REPRESA
Emissão de metano de floresta
inundada durante inundação
natural
Emissão de N2O quando
inundada
103,8
mg CH4/m2/dia
7,6
kg N2O/km2/dia
Dias inundados por ano
59,4
dias
Emissão anual por km2
6,2
Mg CH4/ano/km2
Media de cinco estudos em floresta de
várzea de água barrenta (Wassmann &
Martius 1997)
7,6mg N2O/m2/dia (médias dos
reservatórios de Tucuruí e Samuel: de
Lima et al. 2002)
Presunção (representa a situação de
Babaquara: Fearnside 2005c)
Calculado a partir de informações acima
EMISSÕES DE EVENTOS PERIÓDICOS DE FORMAÇÃO DE POÇAS EM FLORESTA DE TERRA FIRME
Formação de poças em florestas
de terra firme-porcentagem
inundada
Freqüência de eventos de
formação de poças
Duração de cada evento de
formação de poças
Emissão de CH4 quando
inundado ou com formação de
poças
Emissão de N2O quando
inundado
5
% da área que inunda por
evento
5
anos entre eventos
Presunção
30
dias
Presunção
103,8
mg CH4/m2/dia.
Presumido ser o mesmo que em floresta
de várzea (como acima)
7,6
kg N2O/km2/dia
Presumido ser o mesmo que em
reservatórios (como acima)
Para áreas inundadas (no ambiente pré-represa), é
feita a suposição de que cada ponto inundado é submerso durante dois meses, em média, por ano. Claro
que algumas partes da área ficariam submersas mais
tempo e algumas durante períodos mais curtos, dependendo da altitude de cada ponto. O valor usado
para emissões por hectare (103,8mg CH4/m2/dia,
DP=74,1, variação=7-230) é a média de cinco estudos
em floresta de várzea (de água barrenta) revisada por
Wassmann e Martius (1997). Um valor semelhante
de 112mg CH4/m2/dia (n=68, DP=261) foi encontrado durante inundações em florestas de igapós (água
preta) ao longo do rio Jaú, um afluente do rio Negro.
Nas florestas de igapó na bacia do rio Jaú estudadas
por Rosenqvest et al. (2002) a taxa de emissão de metano das áreas inundadas é muito mais alta durante o
Baseado em Mori & Becker 1991
período curto quando o nível d’água está caindo do
que durante o resto do tempo que a área está debaixo
d’água. Isto tenderia a fazer a emissão anual um pouco independente do período de tempo que as áreas são
inundadas, e torna o resultado relativamente robusto
quando extrapolado para outras bacias hidrográficas
na Amazônia se a quantidade emitida é expressa em
termos de emissão por ciclo de inundação.
INCERTEZAS
A magnitude dos picos sazonais altos de CH4
depende da relação entre a quantidade de carbono
degradável e o estoque (e concentração) de CH4
quando estas variáveis estavam em níveis altos nos
primeiros anos em Petit Saut (i.e., dados de GalyOecol. Bras., 12 (1): 100-115, 2008
112
FEARNSIDE, P.M.
Lacaux et al. 1997, 1999). A natureza da fonte de
carbono em Petit Saut durante esse período era diferente (acredita-se ter sido principalmente carbono
do solo). A verdadeira quantidade de carbono degradada anaerobicamente em Petit Saut durante esse
período é desconhecida, e, portanto, o escalamento
que fornece confiabilidade aos resultados durante
os anos iniciais após o enchimento do reservatório
(quando as fontes de carbono eram do mesmo tipo)
não fornece tanta confiança a estes resultados para
os anos posteriores. Quantificar a relação entre a
produção de CH4 e a quantidade de decomposição
de biomassa macia (como as macrófitas e especialmente a vegetação da zona de deplecionamento) deveria ser uma prioridade para pesquisa. No entanto,
o resultado geral, isto é, que a vegetação da zona de
deplecionamento produz um pulso grande e renovável de CH4 dissolvido em reservatórios, explica o
padrão observado em reservatórios reais.
Um caso relevante é a experiência na hidrelétrica
de Três Marias, no Estado de Minas Gerais, onde uma
flutuação vertical de 9m no nível da água resultou
na exposição e inundação periódica de uma zona
de deplecionamento grande, com um pico grande
subseqüente de emissões de metano pela superfície
do lago (Bodhan Matvienko, comunicação pessoal
2000). Até mesmo em idade muito avançada de 36
anos, o reservatório de Três Marias emite metano
por borbulhamento em quantidades que excedem em
muito as emissões de superfície de todos os outros
reservatórios brasileiros que foram estudados, inclusive Tucuruí, Samuel e Balbina (Rosa et al. 2002).
Um fator adicional no caso de Três Marias pode
ser o escoamento a partir de plantações de cana de
açúcar, em parte da margem. Adubos presentes na
água de escoamento, ou efluentes do processamento,
provocam eutroficação e conseqüente fixação de
carbono atmosférico por fotossíntese de algas e outras
plantas no reservatório. Deve ser mencionado que, na
medida em que essa fonte contribui com a emissão de
metano observado no reservatório, diminui o benefício de mitigação de aquecimento global fornecido
pelo etanol produzido da cana.
Um segundo caso que segue o padrão previsto pelo
modelo é a hidrelétrica de Petit Saut. Presumindo que
a fonte de carbono seria o estoque inicial presente no
solo, a previsão era para uma emissão declinante até
níveis muito baixos que caracterizaram um reservaOecol. Bras., 12 (1): 100-115, 2008
tório velho estudado na África (Galy-Lacaux et al.
1999). A amplitude das oscilações anuais de emissões seria reduzida ao longo do tempo até magnitudes
muito pequenas. No entanto, medidas da concentração de CH4 na água ao longo dos primeiros 10 anos
em Petit Saut mostraram um padrão diferente, com a
continuação de grandes oscilações e os picos se mantendo altos (Ver Abril et al. 2005). Isto é mais consistente com uma fonte renovável de carbono, como
a vegetação da zona de deplecionamento considerada
no atual trabalho.
Um terceiro caso, também consistente com o atual
modelo, é o da hidrelétrica de Balbina. Este tem uma
grande zona de deplecionamento devido à topografia relativamente plana do reservatório (Feitosa et al.
2007). A concentração de metano a uma profundidade de 30m sobe a valores altos durante os meses de
nível de água mais alto no reservatório (julho-agosto)
(Kemenes et al. 2007). Isto é consistente com uma
fonte de carbono da inundação da vegetação na zona
de deplecionamento.
CONCLUSÕES
As relações derivadas aqui fornecem um arcabouço para avaliar as emissões de gases de efeito
estufa liberadas por represas hidrelétricas existentes e planejadas na Amazônia brasileira. Muitas das
informações também podem ser aplicadas a outras
áreas tropicais, embora sejam maiores as incertezas
e as necessidades de informações adicionais específicas a cada local. O arcabouço proposto aqui permite o cálculo das emissões líquidas das fontes principais de emissões, tais como os fluxos de metano
pela superfície do lago por borbulhamento e difusão
e pela água que passa nas turbinas e vertedouros, e
a emissão de gás carbônico da decomposição acima
d’água da biomassa da floresta original. Estes cálculos indicam liberações significativas de gases de
efeito estufa. Embora essas emissões sejam maiores
nos primeiros anos após a formação de um reservatório, a entrada contínua de carbono no reservatório
por meio da decomposição da vegetação herbácea
na zona de deplecionamento quando inundada anualmente, indica que um nível apreciável de emissões
será sustentado a longo prazo. Esta emissão se deve
ao fato das hidrelétricas funcionarem como “fábricas
de metano”, na transformação de carbono em CH4 a
HIDRELÉTRICAS COMO “FÁBRICAS DE METANO”
partir da matéria orgânica presente ou aportada para
o reservatório e do CO2 retirado da atmosfera pela
fotossíntese no reservatório e na sua zona de deplecionamento.
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557152/2005-4, 420199/2005-5, 474548/2006-6; 305880/2007-1), e Instituto Nacional de Pesquisas da Amazônia (INPA: PRJ02.12; PPI 1-3620)
contribuíram com apoio financeiro. Este trabalho é atualizado a partir de
um cálculo de emissões e uma discussão mais ampla sobre as barragens
no rio Xingu (Fearnside 2005c). Agradeço a P.M.L.A. Graça, N. Hamada
e R.I. Barbosa e dois revisores anônimos pelos comentários.
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