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Instituto Nacional de Pesquisas da Amazônia Programa de Pós-Graduaçao em Biologia de Água Doce e Pesca Interior
O quê as algas têm a dizer sobre o rio Negro?
O uso de algas perifíticas como bioindicadoras de qualidade ambiental do baixo rio
Negro, Manaus-AM
Fabiane Ferreira de Almeida
MANAUS Junho/2017
Fabiane Ferreira de Almeida
O quê as algas têm a dizer sobre o rio Negro?
O uso de algas perifíticas como bioindicadoras de qualidade ambiental do baixo rio
Negro, Manaus-AM
Orientador: Dr. Edinaldo Nelson Santos Silva
Coorientadores: Dr. Carlos Eduardo Wetzel
Dr. Luiz Mauricio Bini
Tese apresentada ao Instituto Nacional de Pesquisas
da Amazônia (INPA) como parte dos requisitos para
obtenção do título de Doutor em Ciências Biológicas
(Biologia de Água Doce e Pesca Interior).
MANAUS, AM
Junho/2017
iii
A447 Almeida, Fabiane Ferreira
O quê as algas têm a dizer sobre o rio Negro? O uso de algas perifíticas como
bioindicadoras de qualidade ambiental do baixo rio Negro, Manaus-AM /Fabiane Ferreira de
Almeida. --- Manaus: [s.n.], 2017.
xix, 173 f.: il.
Tese (Doutorado) --- INPA, Manaus, 2017
Orientador: Dr. Edinaldo Nelson Santos Silva
Coorientadores: Dr. Carlos Eduardo Wetzel e Dr. Luiz Maurício Bini
Área de concentração: Biologia de Água Doce e Pesca Interior
1. Bioindicadores. 2. Algas perifiticas. 3. Qualidade da água. I.Título.
CDD 589.3929
Sinopse:
Através mensuração de características bióticas e abióticas neste trabalho analisou-se, por meio
da ecologia e do cálculo dos índices baseados em algas perifíticas, o potencial destas algas para
acessar a qualidade da água do baixo rio Negro. Pelo resultado das análises concluiu-se que as
algas perifíticas são boas indicadoras da qualidade da água do rio Negro. Os índices baseados
em diatomáceas parecem se adequar melhor à região amostrada do que o índice baseado em
algas moles, no que diz respeito, a avaliação da qualidade da água. Também, foi possível
relacionar as algas perifíticas a cada região de amostragem de acordo com o gradiente de
poluição. Neste trabalho também foi descrita uma espécie nova Eunotia amazonica e propostas
duas novas combinações Gomphonema frequentis e G. frequentiformes. E por fim, foram
discutidas as limitações e vantagens acerca do uso de algas perifiticas como bioindicadoras de
qualidade da água.
Palavras-chave: algas perifíticas, rio Negro, bioindicadores, índices, Amazônia.
iv
Dedicatória
Dedico aos meus amores Daniel & Joaquim Duarte
v
Agradecimentos
Agradecer é sempre díficil, pois, sempre fica alguém sem ser contemplado e que teve
importância significativa no desenvolvimento do trabalho, a essas pessoas já ficam aqui minhas
desculpas antecipadas…
Vou começar de maneira clichê, mas que acredito ser a melhor forma, agradecendo
primeiramente a Deus, esta força maior na qual eu acredito e que está sempre presente em
minha vida!
Aos amores da minha vida Daniel e Joaquim Duarte um agradecimento mais do que especial.
Ao meu marido Daniel por estar sempre presente em minha vida nos momentos mais difíceis,
inclusive naqueles em que achava que não iria conseguiria, ele estava lá para me estender a
mão e me trazer de volta a realidade. Além disto por ter participado de todas as minhas coletas,
me fornecendo um apoio inimaginável! Ao Joaquim, nem sei o que dizer, meu filho que nasceu
durante este periodo tão especial da minha vida, em que estou realizando um sonho que nasceu
em mim quando ainda era criança. Joaquim despertou em mim uma força que eu nem sabia
que possuía e uma felicidade que externalizo aqui por meio das minhas palavras, não só nos
agradecimentos, mas em todo o corpo da tese. Ter um filho definitivamente nos torna pessoas
melhores!
Agradecer aos meus pais pelo apoio, especialmente, a minha mãe, pois, todas as vezes que
precisei de ajuda para me acalmar, ela estava lá repetindo a seguinte frase: “Fica Calma, Deus
é misericordioso, ele num disampara ninguém, cê vai dá conta fia!” te amo minha Mamãe!
Agradeço as minhas irmãs por fazerem parte da minha vida e mesmo inconscientemente me
apoiarem sempre em todas as minhas escolhas.
Eu definitivamente tenho uma família maravilhosa!
Ao meu orientador, Dr. Edinaldo Nelson Santos Silva, que em nenhum momento destes quatro
anos duvidou que eu pudesse finalizar este trabalho, que me apoiou todas, mas realmente, em
todas as vezes que o procurei, sempre pronto a me orientar não só nos assuntos que
desrespeitavam à tese, mas, também no que se refere ao meu equilíbrio emocional e vida
pessoal. Nelson, você é uma pessoa especial e agradeço por ter aceitado me orientar.
Ao meu co-orientador, Dr. Carlos Eduardo Wetzel, que me recebeu de forma magnífica em
meu doutorado sanduíche, e foi preponderante durante todo o meu processo de finalização de
vi
análise de minhas amostras, me apoiou em minhas escolhas e definições na tese e me ajudou
muito nos artigos referentes a taxonomia. Com ele e outros dois colaboradores, divido a grande
alegria de ter descrito uma espécie nova para Amazônia, que ficará para a posteridade! Estendo
os meus agradecimentos a sua esposa Gabriela Wetzel, que me apoiou muito durante todo o
meu período sanduiche durante longas conversas sobre como ser mãe!
Agradeço imensamente ao Dr. Luc Ector por me receber em seu laboratório e compartilhar
comigo durante o período do sanduíche os seus vastos conhecimentos sobre o mundo das
diatomáceas.
Os meus agradecimentos vão também para as pesquisadoras Dr. Cláudia de Deus e Dr. Sidnéia
Amadio que sempre me ajudaram no que se refere aos trâmites das bolsas e sempre fizeram o
melhor para que eu como estudante de doutorado não ficasse prejudicada.
Agradeço aos avaliadores de minha aula de qualificação Bruno Machado Leão, Bruce Marshal
e André Ricardo Ghidini que foram de fundamental importância com suas colocações para que
este trabalho fosse desenvolvido de forma mais coerente e promovendo, desta maneira, um
aumento em sua contribuição para o meio científico.
Aos meus amigos Cleber Duarte e Álvaro Jardel, por essa amizade incondicional que eles me
oferecem todos os dias, e por estarem presentes em minha vida efetivamente por meio de
conversas que me acalmam, “happy hours” que me animam, representando em minha vida a
essência da palavra amizade!
Ao meu amigo Rodrigo Neves in memorian que me apoiou, incondicionalmente, em minha
escolha de fazer o doutorado, sempre esteve ao meu lado em momentos inclusive muito dificeis
e com quem eu compartilhei momentos maravilhosos e inesquecíveis em minha vida. Rô todos
nós sentimos muitas saudades de você, e sei que você está muito feliz com minha conquista.
As minhas amigas Marcela Magalhães e Talita Laurie que estiveram comigo durante todo o
meu período de doutorado vivenciando ao meu lado o ônus e o bônus de ser aluna de doutorado!
Maravilhosas foram as conversas que tivemos que me acalmaram e me ajudaram a chegar até
aqui!
A todos os meus amigos do laboratório de Plâncton, especialmente, a Maybe Glorize e Raize
Castro por me ajudarem sempre que precisei em minhas coletas de doutorado, por ouvirem
vii
atenta e calmamente as minhas longas prévias da qualificação e mais recentemente a Raize por
ouvir atentamente as minhas prévias da defesa!
Ao meu querido amigo Pedro Santos que me acompanhou durante todo o processo da tese e
me prestou ajuda fundamental em todas as revisões da língua inglesa que eu o solicitei.
Aos meus amigos André Ghidini e Cristiana Ropke por terem lido com tanto esmero um de
meus capitulos da tese e terem dado contribuições tão significativas para a melhora do mesmo!
Agradeço ao prof. Breno Shumaher por sempre acreditar em minha capacidade, por ter me
apoiado incondicionalmente em minha decisão de fazer o doutorado sanduiche, agradeço a ele
por me permitir fazer parte da vida dele e representar hoje para mim um exemplo de pessoa e
profissional no qual eu me espelho todos os dias.
Agradeço a Paula Moura por sempre estar comigo e sempre acreditar em mim! Paula lhe
considero uma amiga maravilhosa que a vida me deu com a qual compartilho todos os dias os
desafios inigualáveis e gratificantes que a Educação no ensino superior nos impõe!
Agradeço a Uninorte, centro universitário do qual faço parte do quadro de professores com
muito orgulho e que me apoiou em minha decisão de fazer meu doutorado sanduíche com uma
liberação rápida e desburocratizada o que facilitou muito a aquisição de minha bolsa por parte
dos orgãos de fomento!
Agradeço ao meu atual líder professor Daniel, Diretor da Escola de Ciências da Saúde -
Uninorte por me permitir a honra de fazer parte de sua equipe de apoio direto após o meu
retorno do sanduíche, e aos meus coordenadores de curso Prof. Márcio Martinez, Profa. Esther
Lea, Profa. Cíntia Oda, Prof. Roberto Ramalho, por acreditarem em mim em meu retorno e me
permitirem a honra de fazer parte de seus respectivos quadros de professores.
Agradeço aos meus colegas de trabalho que sempre me apoiaram durante todo o meu período
de doutorado!
Agradeço ao Instituto Nacional de Pesquisas da Amazônia pela estrutura física. Agradeço a
Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível Superior – CAPES e a Fundação de
Amparo a Pesquisa do Estado do Amazonas – FAPEAM pela concessão das bolsas do
doutorado sanduiche e bolsa de doutorado, respectivamente, sem as quais seria impossível
realizar este trabalho.
viii
Por fim agradeço a todas as pessoas que talvez não tenham sido lembradas aqui mas que me
auxiliaram direta ou indiretamente na finalização desse projeto de vida que foi o
desenvolvimento do Doutorado!
ix
Nature is a language.
Can’t you read?
(Morrissey, Steven Patrick)
x
SUMÁRIO
Lista de tabelas ......................................................................................................... xiii
Lista de Figuras ......................................................................................................... xv
Resumo ................................................................................................................... xviii
Abstract .................................................................................................................... xix
Introdução Geral ........................................................................................................ 1
Bacia Amazônica e a Influência Antrópica ................................................................... 1
Assembleia de Algas Perifíticas .................................................................................. 4
Fatores Bióticos como indicadores de qualidade ambiental ............................................ 7
Objetivos .................................................................................................................. 13
Organização da tese .................................................................................................. 13
Bibliografia Citada .................................................................................................... 14
Capítulo 1. Diatomáceas do baixo rio Negro, Manaus, AM – Brasil: estrutura da
assembleia em relação as variáveis ambientais ........................................................... 28
Resumo ................................................................................................................. 30
Abstract ................................................................................................................ 31
Introdução ............................................................................................................ 32
Material e Métodos ................................................................................................ 33
Área de Estudo ................................................................................................... 33
Plano de amostragem e processamento de amostras .............................................. 35
Análise de Dados ................................................................................................ 36
Resultados ............................................................................................................. 37
Características abióticas da água ......................................................................... 37
Composição das Diatomáceas e espécies indicadoras ............................................. 41
Discussão ............................................................................................................... 48
Bibliografia Citada ................................................................................................ 54
xi
Capítulo 2. O uso de algas perifíticas para a avaliação da qualidade da água do baixo
rio Negro, Manaus, AM – Brasil: uma análise da influência da poluição urbana. ........ 65
Resumo ................................................................................................................. 67
Abstract ................................................................................................................ 68
Introdução ............................................................................................................ 69
Material e Métodos ................................................................................................ 72
Área de Estudo ................................................................................................... 72
Processamento de amostras ................................................................................. 74
Análise de Dados ................................................................................................ 76
Resultados ............................................................................................................. 79
Algas perifíticas exceto diatomáceas (algas moles) ................................................ 79
Índices baseados em Diatomáceas ........................................................................ 87
Discussão ............................................................................................................... 91
Algas perifíticas exceto diatomáceas (algas moles) ................................................ 91
Índices baseados em Diatomáceas ........................................................................ 95
Conclusão ............................................................................................................ 100
Bibliografia ......................................................................................................... 101
Capítulo 3. Eunotia amazonica sp. nov. (Bacillariophyta) a common stalk-forming
species from the Rio Negro basin (Brazilian Amazon) and a critique on the misusing of
life-forms as biomonitoring tool. .............................................................................. 118
Abstract .............................................................................................................. 120
Introduction ........................................................................................................ 120
Material and Methods ......................................................................................... 122
Study area ........................................................................................................ 122
Sampling sites ................................................................................................... 123
Sampling design and sample processing ............................................................. 123
Results ................................................................................................................ 125
Description .......................................................................................................... 126
xii
Discussion ........................................................................................................... 129
Acknowledgments ................................................................................................ 133
References ........................................................................................................... 133
Capítulo 4. Gomphonema frequentis comb. nov.: analysis of type material of a widely
reported species with a tropical distribution. ........................................................... 149
Abstract .............................................................................................................. 151
Introduction ........................................................................................................ 152
Material & Methods ............................................................................................ 153
Study area ........................................................................................................ 153
Site selection ..................................................................................................... 154
Sampling design and sample processing ............................................................. 154
Results and Discussion ......................................................................................... 156
Acknowledgements .............................................................................................. 159
References ........................................................................................................... 160
Recomendações ....................................................................................................... 171
xiii
Lista de tabelas
Capítulo 1. Diatomáceas no baixo rio Negro, Manaus, AM – Brasil: estrutura da assembleia em relação as variáveis ambientais.
Tabela 1: Sumário apresentando os valores médios das características física, químicas e físico-químicas da água ao longo do baixo rio Negro nos anos de 2013 e 2014 durante o período de cheia. Códigos: Grad. Antrop.: Gradiente Antrópico; OD: oxigênio dissolvido; COND: condutividade elétrica; TEMP: temperatura; NO2: nitrito; NO3: nitrato; TP: fósforo total; PO4: ortofosfato; TURB: turbidez. Códigos: LAI – região de baixa inflência antrópica; IAI – Região de Influência Antrópica Intermediária; HAI – Região de Alta Inflência Antrópica.
Tabela 2: Correlação das características abióticas do rio Negro com os três primeiros eixos do ACP. COND: condutividade elétrica; OD: oxigênio dissolvido; TEMP: temperatura, NO2: nitrito; NO3: nitrato; TP: fósforo total; PO4: Ortofosfato; TURB: turbidez. Coeficientes em negrito são importantes para a formação do componente.
Tabela 3. Média e valores mínimos e máximos dos atributos da assembleia de diatomáceas na região do baixo rio Negro. Códigos: LAI – região de baixa inflência antrópica; IAI – Região de Influência Antrópica Intermediária; HAI – Região de Alta Inflência Antrópica.
Tabela 4: Dados estatísticos do teste de Monte Carlo correlações espécies x variáveis ambientais para no baixo rio Negro no período de cheia em 2013 e 2014.
Tabela 5: Coeficiente de correlação “intra-set" da matriz das variáveis ambientais x eixo (os resultados foram apresentados somente para o primeiro eixo, tendo em vista, que somente este foi significativo).
Tabela 6: Valor indicador de espécies de diatomáceas caracterizando as três regiões de amostragem (LAI, HAI e IAI). Os maiores valores indicadores para cada espécie estão destacados negrito, bem como, os valores de p que apresentaram significância estatistica (nível de significância 0,1). Códigos: LAI – região de baixa inflência antrópica; IAI – Região de Influência Antrópica Intermediária; HAI – Região de Alta Inflência Antrópica.
Capítulo 2. O uso de algas perifíticas para a avaliação da qualidade da água do baixo rio Negro, Manaus, AM – Brasil: uma análise da influência da poluição urbana. Tabela 1: Dados estatísticos do teste de Monte Carlo correlações espécies x variáveis ambientais para no baixo rio Negro no período de cheia em 2013 e 2014.
Tabela 2: Coeficiente de correlação “intra-set" da matriz das variáveis ambientais x eixo (os resultados foram apresentados somente para o primeiro eixo, tendo em vista, que somente este foi significativo).
Tabela 3: Valor indicador de espécies caracterizando as três regiões de amostragem (LAI – região de baixa inflência antrópica; IAI – Região de Influência Antrópica Intermediária; HAI – Região de Alta Inflência Antrópica.). Os maiores valores indicadores para cada espécie estão destacados negrito, bem como, os valores de p que apresentaram significância estatistica (nível de significância 0,1).
Tabela 4: Sumário dos valores do índices calculados para as amostras do baixo rio Negro (Manuas, Amazonas-Brasil).
xiv
Tabela 5: Valores médios de r, r2, r2 ajustado e valor de p calculados na análise de regressão múltipla entre os valores de cada índice e as variáveis abióticas e valores médios das porcentagens de espécies utilizadas por cada índice.
xv
Lista de Figuras
Capítulo 1. Diatomáceas no baixo rio Negro, Manaus, AM – Brasil: estrutura da assembleia em relação as variáveis ambientais.
Figura 1: Área de amostragem, localizada à margem esquerda do baixo rio Negro (Manaus, Amazonas-Brasil). Códigos: LAI – região de baixa inflência antrópica; IAI – Região de Influência Antrópica Intermediária; HAI – Região de Alta Inflência Antrópica.
Figura 2: Riqueza de espécies (S=70) distribuídas entre as 16 famílias taxonômicas quantificadas nas 96 amostras perifíticas.
Figura 3: Análise de correspondência canônica (ACC) aplicada sobre as variáveis ambientais e abundância relativa.
Capítulo 2. O uso de algas perifíticas para a avaliação da qualidade da água do baixo rio Negro, Manaus, AM – Brasil: uma análise da influência da poluição urbana. Figura 1: Área de amostragem, localizada à margem esquerda do baixo rio Negro (Manaus, Amazonas-Brasil). Códigos: LAI – região de baixa inflência antrópica; IAI – Região de Influência Antrópica Intermediária; HAI – Região de Alta Inflência Antrópica.
Figura 2: Abundância relativa das classes taxonômica das algas perifíticas moles no baixo rio Negro (Manaus, Amazonas-Brasil). Códigos: LAI – região de baixa inflência antrópica; IAI – Região de Influência Antrópica Intermediária; HAI – Região de Alta Inflência Antrópica.
Figura 3: Variação temporal da abundância relativa das algas moles do perifíton (densidade total > 5%) no baixo rio Negro (Manaus, Amazonas – Brasil) durante os anos de 2013 e 2014. Códigos: LAI – região de baixa inflência antrópica; IAI – Região de Influência Antrópica Intermediária; HAI – Região de Alta Inflência Antrópica.
Figura 4: Análise de correspondência canônica (ACC) aplicada sobre as variáveis ambientais e abundância relativa.
Figura 5: Valores médios de PIT por região de amostragem no baixo rio Negro (Manaus, AM- Brasil).
Figura 6: Porcentagem de espécies utilizadas no cálculo dos índices na região do baixo rio Negro (Manaus, Amazonas-Brasil).
Figura 7: Análise de agrupamento baseada em uma matriz de correlação considerando como atributos os valores de r, r2, r ajustado e as porcentagens das espécies utilizadas no cálculo de cada índice.
Figura 8: Comportamento dos índices que melhor se adequaram o baixo rio Negro (Manaus, Amazonas-Brasil) ao longo das três regiões de amostragem
Capítulo 3. Eunotia amazonica sp. nov. (Bacillariophyta) a common stalk-forming species from the Rio Negro basin (Brazilian Amazon) and a critique on the misusing of life-forms as biomonitoring tool. Fig. 1. Sampling sites located in the left bank (main channel) of the Rio Negro, Brazilian Amazon, South America, in the surroundings of the city of Manaus.The sites were a priori
xvi
classified into low anthropogenic influence (LAI), intermediate anthropogenic influence (IAI) and high anthropogenic influence (HAI).
Figs 2–31. Eunotia amazonica sp. nov. LM. Figs 2–5.Fixed material (Transeau’s solution) showing long stalked specimens growing in Batrachospermum spp. filaments. Figures 2 and 3 (arrows) showing up to three cells as well as individual cells per stalk; Fig. 5: arrowheads show small round structures (oil droplets); Figs 6–31. LM. Size reduction series from type material (sample INPA-4000280, Rio Negro, Brazil. Girdle view of the same specimens under distinct focus showing thedorsal mantle (Fig. 13) and ventral mantle with raphe branches (Fig. 14).
Figs 32–40. SEM images of Eunotia amazonica sp. nov. Fig. 32: External view displaying valve surface and striae arrangement; Fig. 33: External view of the ventral portion of the frustule; external aperture of rimoportulae in opposite sides at both valves; Fig.34: External view of dorsal valve mantle; Fig. 35:Detail view of the areolae concentrated at the apical porefield-like cluster as well as the raphe branch and rimoportula aperture; Fig. 36: White arrows showingpartially occluded areolae (volate vela); Fig. 37: Detail of external apex showing rimoportula aperture; Fig.38: Thickening of silica separating the apical pore fieldlike cluster; Figs 39–40: Internal apices views showing the silica thickening; well-developed helictoglossa and rimoportula on the valve mantle.
Fig. 41. Relative abundance of three dominant Eunotia species in the Rio Negro hydrographical basin near the city of Manaus (Brazil). The three species haveall different traits concerning the life-form and attachment to the substratum, i.e. A) stalked, B) ribbon-like, C) branched-arborescent (n=96).
Fig. 42. Box plots with mean and quartiles of basicchemical information (A: phosphates, B: electric conductivity; C: pH) concerning the sampling sites (S1 to S12) near Manaus (Brazil). The IPS diatom index (D) is also calculated (n=96). Samples collected during flooded periods (May-June) of 2013 and 2014.
Fig. 43. Plot showing the number of peer-reviewed articles published in the primary literature having “functional diversity” and “algae” in their title or abstract for each year, from 1950 to 2015, based on ISI’s Web of Science database.
Figs 44–56. SEM examples of usually dominant Eunotia species from the Rio Negro basin (Brazilian Amazon) with distinct life-forms. Figs 44–45: Eunotia amazonica sp. nov. (stalked); Fig. 46: Eunotia intricans(ribbonlike); Fig. 47: Eunotia subrobusta Hustedt (ribbon-like); Figs 48–56: Eunotia rabenhorstiana (≡Desmogonium rabenhorstianum) (branched-arborescent life-form) including detailed views (51–52, 53) and general aspect of the colony. Fig. 49: Reproductionof the original draw of Desmogonium rabenhorstianum Grunow (1865, pl. 1, fig.1a-l).
Capítulo 4. Gomphonema frequentis comb. nov.: analysis of type material of a widely reported species with a tropical distribution.
Fig. 1. A) Distribution of Gomphonema frequentis and G. frequentiformis in South America; B) Sampling sites located on the left bank of the Negro River, in the vicinity of Manaus city, Brazilian Amazon; C) Distribution of Gomphonema frequentis in the sampling stations 1 to 12 at Manaus (AM, Brazil).
Figs 2–18: Gomphonema frequentis comb. nov. LM. Fig. 2: Raphe length measures taken from the helictoglossa at the apical pole (A) and footpole (B) until central raphe endings. Figs 3–17: Size reduction series of a population from the Negro River. Fig. 18: Boxplot results of paired
xvii
measurements taken (n=30). T-test two-tailed P < 0.0001, considered extremely significant different.
Figs 19–29: Gomphonema frequentis comb. nov. SEM. Fig. 19: External valve outline overview. Sinuous raphe and heteropolar valves. Fig. 20: Internal valve. Fig. 21: Detail of central area showing rounded isolated pore (‘stigma’) and sigmoid slit-like areolae. Striae not interrupted in the valve face-mantle junction. Proximal raphe endings rounded. Figs 22–23: Internal detail of central area showing transversely elongated isolated pore located in a long groove. Strongly hook-shaped proximal raphe ending. Areolar openings are large and round without internal occlusions, located in а deep foraminal row between strongly silicified vimines. Figs 24–25: Detail of apical (24, 25) and footpoles (26, 27) showing the presence of apical pore field on both apices. Raphe slightly curved to the same side. Figs 28–29: Internal detail of both apices showing the helictoglossae and the slit-like internal areolae openings.
Figs 30–36: Reproduction of Gomphonema angustatum var. productum Grunow in Van Heurck (1880, pl. 24, figs 52–55). Figs 31–36: LM and SEM of Gomphonema productum (Grunow) Lange-Bertalot & Reichardt (= G. angustatum var. productum (‘producta’) from Van Heurck) Type n° 217 showing apical pore field on both apices, sinuous raphe system and partly biseriate striae formed by round small c-like areolae. Biseriate pattern is present near the axial area.
Figs 37–40: Commons Gomphonema species from the Rio Negro: Figs 37–38: Gomphonema frequentis showing external valve overview and detail of the central area with slit-like areolae and apical pore field consipicuous on the footpole. Figs 39–40: Gomphonema archaevibrio showing slight heteropolarity and slight dorsiventrality. Detail of the central area showing sigmoid slit-like areolae.
xviii
Resumo
Informações taxonômicas e ecológicas de assembleias de algas perifíticas ao longo de rios na região Amazônica são escassas e pouco conclusivas. A utilização destas assembleias para avaliar a qualidade da água destes rios, especialmente o rio Negro, são praticamente inexistentes. Nesta tese, procuramos, analisar as preferências ecológicas das espécies que compõem a assembléia de algas perífitcas no baixo rio Negro, elucidar algumas questões taxonômicas acerca de duas espécies amplamente reportadas para esta região de amostragem e, de maneira pioneira, avaliar o potencial de bioindicação das espécies inventariadas, por meio de suas preferências ecológicas e por meio do cálculo de índices específicos para estas assembleias. Para tanto, um gradiente de influência antrópica (LAI = Área de baixa influência antrópica, IAI = Área de influência antrópica intermediária, HAI = Área de alta influência antrópica) foi, previamente, estabelecido no baixo rio Negro, no qual se distribuiram 12 estações, onde foram coletadas amostras de características abióticas (pH, concentração de oxigênio dissolvido, temperatura, condutividade elétrica, turbidez, nitrato, nitrito, fósforo total e ortofosfato) e bióticas (estrutura da assembleia de algas perifíticas) durante quatro semanas consecutivas em dois períodos de cheia nos anos de 2013 e 2014. Após o tratamento e análise das amostras (abióticas e bióticas), foram procedidas análises exploratórias (ACC, ACP, Análise de Agrupamento e Correlação de Pearson), análises de estatística inferencial (Regressão Múltipla e Analise de Variância), cálculo de índices (baseados em diatomáceas e em algas moles) e cálculo do valor de espécies indicadoras, com o intuito de se responder as perguntas levantadas com base no objetivo desta tese. Os resultados obtidos das análises permitiram
julgar o potencial das algas perifíticas como promissor para a avaliação da qualidade da água do baixo rio Negro. Dentre os 15 índices baseados em diatomáceas testados, cinco (IPS, CEE, TDI, IDP, EPI-D) apresentaram relação estatisticamente significativas com as caracteritícas abióticas, o que demonstra a utilidade de tais índices como ferramentas para determinar a qualidade da água do baixo rio Negro. Os cinco índices mencionados acima foram, satisfatoriamente, associados ao gradiente de poluição. O índice baseado em algas moles (PIT) não apresentou relação estatisticamente significativa com as caracteritícas abióticas. Isto confere ao índice baseado em diatomáceas uma grande importância e melhor adequação à situação atual de poluição na região estudada. No entanto, é importante destacar que este índice também corroborou satisfatoriamente, o gradiente de poluição, previamente, estabelecido. Foi possível determinar as espécies indicadoras para cada região de amostragem. As espécies mais fortemente associadas à ambientes eutrofizados foram Luticolla goepertiana, Luticola permuticoides, Discostella cf. Stelligera, Batrachospermum spp., Oedogonium spp., Rhizoclonium riparium, Stigeoclonium tenue, Spirogyra spp. As espécies indicadoras de mesotrofia foram Eunotia aff. subarcuatoides e, novamente Spirogyra spp. E as espécies mais fortemente associadas a ambientes oligotróficos foram Actinella brasiliensis e Peridinium umbonatum. Esse conjunto resultados suportam a proposta de usar as algas perifíticas como indicadoras da qualidade da água do baixo rio Negro, além, de mostrar a importância imediata de se incluir protocolos que considerem estas assembleias em estudos de impacto ambiental em ambientes aquáticos, tendo em vista, o fato das respostas destas assembleias oferecerem uma informação muito mais confiável, real e integrada do estado ecológico do ambiente, não sendo apenas um recorte do momento da amostragem, mas, evidenciando possíveis eventos poluidores que ocorreram em outros momentos naquele ambiente. No entanto, é preciso cautela ao considerar os índices, devido as dificuldades associadas as questões taxonômicas e ecológicas destas espécies, que ainda estão longe de serem totalmente elucidadas para a Amazônia. O que torna a contribuição de trabalhos como o realizado nesta tese ainda mais relevantes, tendo em vista, a necessidade de se desenvolver métodos eficazes e confiáveis para a avaliação da qualidade da água no Brasil, especialmente, na Amazônia. Além dos resultados apresentados acima, durante o desenvolvimento da tese foi possível identificar e descrever uma nova espécie de diatomácea (Bacillaryophyta), Eunotia amazonica, amplamente distribuída na área de amostragem, ainda com relação aos resultados taxonômicos foi possível, por meio da análise das amostras, propor duas novas combinações dentro de Gomphonema (Gomphonema frequentis e G. frequentiformes).
xix
Abstract
Taxonomic and ecological information on periphytic algal assemblages along rivers in the Amazon region is scarce and inconclusive. The use of these assemblages as bioindicators for water quality assessment of these rivers, especially the Negro River, is practically nonexistent. In this thesis, we sought to analyze the ecological preferences of the species that compose the periphytic algal assemblage of the lower Negro, elucidate taxonomic questions about two species widely reported for this sampling region and, pioneeringly, evaluate the bioindicator potential of the inventoried species, by considering their ecological preferences and calculating specific indices for these assemblages. With this purpose, an anthropogenic influence gradient (LAI = low anthropogenic influence area, IAI = intermediate anthropogenic influence area, HAI = high anthropic influence area) was previously established for the lower Negro River, in which 12 stations were distributed, where abiotic (pH, dissolved oxygen concentration, temperature, electrical conductivity, turbidity, nitrate, nitrite, total phosphorus and orthophosphate) and biotic (periphytic algal assemblage structure) variables were sampled during four consecutive weeks at two flood periods (2013 and 2014). After treatment and analysis of samples (abiotic and biotic), exploratory analyses (CCA, PCA, Pearson Correlation and Cluster Analysis), inferential statistical analyses (Multiple Regression and Analysis of Variance), index calculation (diatom-based and soft algae-based) and indicator species value calculation were conducted, with the goal of answering the questions raised based on the objective of this thesis. Results showed a promising potential of periphytic algae for water quality evaluation of the lower Negro River. Among the 15 diatom-based indices tested, five (IPS, EEC, TDI, IDP, EPI-D) showed significant relationship with the abiotic variables, demonstrating their ability to infer about water quality at the lower Negro River. The five indices mentioned above were satisfactorily associated with the pollution gradient. The soft algae-based index (PIT) did not show significant relationship with abiotic variables, which may indicate a better fit of diatom indices to this sampling region. However, it is important to note that this index also showed a satisfactory fit to the previously established pollution gradient. It was possible to reveal the indicator species for each sampling region. The species most strongly associated with eutrophic environments were Luticolla goepertiana, Luticola permuticoides, Discostella cf. Stelligera, Batrachospermum spp., Oedogonium spp., Rhizoclonium riparium, Stigeoclonium tenue, Spirogyra spp. The species indicating mesotrophy were Eunotia aff. subarcuatoides and again Spirogyra spp. And the species most strongly associated with oligotrophic environments were Actinella brasiliensis and Peridinium umbonatum. This set of results indicates the potential of periphytic algae to infer about the lower Negro River water quality, besides showing the immediate need of including protocols that consider these assemblages in environmental impact studies of aquatic environments, since these assemblages’ responses offer much more reliable, realistic and integrated information about the ecological state of the environment, showing, not only the situation at the moment of sampling, but also possible polluting events that occurred at other times in that environment. Nevertheless, caution is needed when considering indices, due to difficulties associated with these species’ taxonomic and ecological issues that remain far from fully elucidated for the Amazon. This makes the contribution of studies such as the one carried out for this thesis even more relevant, in view of the latent need to develop effective and reliable methods for assessing water quality in Brazil, especially, in the Amazon. In addition, from the results presented above during the development of the thesis it was possible to identify and describe a new diatom species (Bacillaryophyta), Eunotia amazonica, widely distributed in the sampling area, still with respect to the taxonomic results, was possible, through analysis of the samples, propose two new combinations within the genus Gomphonema (Gomphonema frequentis and G. frequentiformes).
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Introdução Geral
Bacia Amazônica e a Influência Antrópica
Ambientes lóticos são componentes fundamentais dos ciclos biogeoquímicos regionais
e globais, funcionando como caminho e local de transformações elementares. São fonte de água
para os mais diversos usos e fornecem suprimento de peixes. Além de removerem os efluentes
do sistema (Bere & Tundisi, 2010). São caracterizados por interações entre os processos físicos,
químicos e biológicos, os quais alcançam maior grau de complexidade quanto mais próximo
da foz do sistema lótico (Wehr & Descy, 1998)
A bacia Amazônica é o maior e mais densa bacia de drenagem do mundo, drenando
aproximadamente 6,4 milhões de km2 do continente Sul-Americano e contribui com 18 a 20%
da descarga mundial das águas continentais para os oceanos. O rio Amazonas é o coletor final
desse sistema de drenagem extremamente complexo, consistindo de inúmeros tributários de
águas brancas, pretas e claras (Wallace, 1853; Sioli, 1984). A enchente anual inunda uma
imensa planície no médio e no baixo rio Amazonas por vários meses e essa planície alagada é
chamada de várzea e ocupa cerca de 50 a 70 x 103 Km2 (Id Ibid.). Este gigantesco reservatório
de água doce representa um grande patrimônio para o Brasil, apresentando elevada riqueza de
ecossistemas o que favorece uma das maiores biodiversidades do planeta, a maior parte ainda
desconhecida (Esteves, 2002).
Dadas as extensões apresentadas anteriormente, percebe-se que a água na Amazônia,
mais do que qualquer outro fator regula toda a vida dos organismos, animais e vegetais e,
principalmente, a vida do homem amazônico, daquele que vive em contato com ela e dela
depende diretamente para se alimentar, para se locomover, para higiene pessoal e para saciar
sua sede. Este homem aprendeu, ao longo do tempo, a conviver com a água e com toda a sua
dinâmica, ela determina quando ele deve fazer a roça, plantar e também quando é hora de
colher. A água determina até onde e como este homem deve fazer sua casa. Em resumo, a água
é sua vida (Bluntschli, 1918).
No entanto, a interação da civilização humana com a água e os demais recursos naturais
foi caracterizada, desde os seus primórdios, como uma relação de posse e de consumo dos
elementos naturais, resultado de uma sociedade que considera apenas a racionalidade
econômica sem considerar a dívida ecológica. Sendo que a dívida ecológica somente não
devastou mais os recursos do terceiro mundo porque a própria crise econômica limitou as
capacidades de reinversão de capitais (Leff, 2001).
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Esta forma de enxergar o meio natural é fruto de uma existência competitiva, crença no
progresso material ilimitado por meio do crescimento econômico e tecnológico (Capra, 1996).
Este fato é bem perceptível no que tange aos impasses relacionados ao manejo dos recursos
hídricos. Com o crescimento populacional e o aumento de demanda por mais água, o acréscimo
no fornecimento contribui para a expansão do consumo, o que acarreta na elevação da poluição
dos corpos aquáticos devido ao depósito indiscriminado de efluentes e resíduos sólidos
(Wetzel, 1993).
Vários são os exemplos de deterioração dos recursos hídricos por poluentes orgânicos
e metais pesados em todo o mundo, em vista do aumento da industrialização e da crescente
demanda por recursos minerais para os mais diversificados usos (Santos, et al. 2006; Pinto et
al. 2009). Vários destes fatores têm exercido influência sobre as características físicas e
químicas das águas de rios e riachos (Pascoaloto, 2001). Como resultado, muitos elementos
químicos e seus compostos que existiam na natureza em pequenas quantidades, tiveram suas
concentrações elevadas em várias regiões do planeta, promovendo, em alguns casos, sérios
danos ambientais (Salomons & Förstner, 1984, Artiola, 1996).
No caso da Amazônia não foi diferente, nos últimos 30 anos todas as capitais
amazônicas tiveram crescimento populacional muito acima da média do crescimento nacional
(citação). Este crescimento, que é desordenado, foi ocasionado por vários fatores. As
consequências foram nefastas, causando desflorestamento, aumento da temperatura local,
poluição dos corpos d'água, erosão e assoreamento dos leitos dos igarapés e rios, etc (Citação).
Manaus, por sua vez, experimentou um aumento populacional ainda mais rápido. A evolução
da ocupação urbana, com suas várias fases, causas e peculiaridades só pode ser entendida com
a reconstituição desse processo, feita por vários autores como Ab´Sáber (1953), Bentes (1983),
Oliveira (1984), Araújo (1985), Melo (1987) e Moura & Mourão (1988).
Dentre os problemas gerados pelo crescimento urbano desordenado de Manaus
podemos destacar a, que está se tornando um dos problemas mais relevantes, pois, além da
poluição visual, vem crescendo, em importância, a contaminação dos recursos hídricos por
metais tóxicos cujos tratamentos são difíceis e caros (Pinto, et al. 2009). Este tipo de efetivo
observado nos igarapés de Manaus tem influência direta sobre a qualidade da água do rio
Negro, pois nele deságuam sem nenhum tratamento trazendo consigo todos os poluentes
drenados das regiões urbanas de Manaus (Pinto, et al. 2009).
Este processo de urbanização trouxe várias consequências para os ambientes aquáticos
sob influência da área da cidade de Manaus, documentado e mostrado por Fonseca et al. (1982),
por Bringel (1986) em seu relatório técnico sobre a poluição nos igarapés, Silva (1992). Santos-
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Silva & Silva (1993) chamaram a atenção para o problema e suas consequências e apontaram
possíveis soluções. Desde o trabalho de Silva (1996), Cleto-Filho (1998), Nava (1999),
Barroncas (1999), Silva et al. (1999), Cleto-Filho & Walker (2001) e mais recentemente Horbe
et al. (2005), Melo et al. (2006), Pereira et al. (2006), Andrade et al. (2006) e Couceiro et al.
(2006) vem se documentando o alto grau de poluição e destruição dos igarapés que drenam a
cidade de Manaus.
Estes igarapés em sua maioria deságuam no rio Negro, alguns como os da bacia do
Tarumã-Açu, limite oeste da cidade, deságuam a montante da mancha urbana e das tomadas
de água para abastecimento da cidade, outros como os da bacia do Puraquequara, limite leste
da cidade, deságuam a jusante de Manaus. Além disso, existem os igarapés urbanos das bacias
do São Raimundo e Educandos. A influência negativa da descarga dessas águas poluídas, em
graus variados, sobre o rio Negro já vem sendo detectada por trabalhos realizados por
pesquisadores como: Melo et al. (2006); Pereira et al. (2006); Andrade et al. (2006), Pinto et
al. (2009).
O principal poluente oriundo dessa população urbana é o esgoto sanitário, que é lançado
diretamente nos cursos d'água, sem qualquer tratamento (Citação). Isso traz um aporte bastante
grande de Nitrogênio e Fósforo. As microalgas são as primeiras a reagirem a este aporte de
nutrientes e tem seu crescimento e multiplicação acelerados, além disso, diversas plantas
aquáticas também aproveitam estes nutrientes. O crescimento muito acima do natural desses
organismos ocasiona diminuição acentuada dos seus teores de oxigênio, mobilizado pelos
processos de decomposição das algas, plantas e outros organismos que morrem. Este processo
é chamado de eutrofização (Rebouças et al., 2002).
A degradação da qualidade das águas do rio Negro pode ser evidenciada por meio de
dois trabalhos realizados na mesma região em uma escala de tempo de 27 anos, Fonseca et al.
em 1982 encontraram valores máximos de condutividade de 68,6 µS.cm-1 para o igarapé de
São Raimundo, em 2009 Pinto et al. (2009) reportaram valores três vezes maiores para
condutividade elétrica. Para o igarapé do Educandos o aumento dos valores da condutividade
elétrica foi ainda maior, representando cinco vezes os valores reportados para 1982,
aumentando de 126 para 593 µS.cm-1 (Fonseca et al. 1982; Pinto et al. 2009). Os valores de
condutividade elétrica são influenciados pela presença de íons como cálcio, magnésio, sódio e
potássio (Pinto et al. 2009). Os esgotos domésticos contêm resíduos de alimentos que possuem
maiores teores destes íons e, portanto, o aumento da condutividade elétrica pode ter ocorrido
devido ao aumento da entrada de esgoto doméstico rico nestes íons, anteriormente, citados.
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O aumento das quantidades de matéria orgânica em ambos os igarapés citados acima,
também, foi corroborada pela análise da Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO), que nestes
ambientes atingiu um consumo total, uma vez que a taxa de oxigênio ficou próxima da anoxia
(Pinto et al. 2009). Estes dados levam a crer que houve aumento significativo na entrada de
esgoto doméstico nestes igarapés que deságuam no rio Negro que contribuem diretamente para
a eutrofização do ambiente e aumento de matéria orgânica.
Assembleia de Algas Perifíticas
Segundo Sládeckóva (1962), perifíton designa a assembleia que vive aderida a um
substrato. O perifíton “verdadeiro” é composto de organismos fixos, imóveis adaptados à vida
séssil através de rizóides, pedúnculos gelatinosos, entre outros órgãos de fixação (Lock, 1993).
O “pseudo” perifíton é constituído de organismos frouxamente aderidos que vivem associados
sem se fixar ao substrato, são um consórcio entre organismos autotróficos e heterotróficos (Id
Ibd.).
Dentre os organismos que compõem o perifíton uma assembleia se destaca, são as algas
perifíticas, que são responsáveis pela produção primária nestes locais e manutenção das cadeias
tróficas. Segundo Melack e Forsberg (2001) as algas perifíticas são responsáveis por
aproximadamente 8% da produção primária total nas planícies de inundação amazônicas. Isto
representa quatro vezes mais do que estes mesmos autores estimaram para as algas
planctônicas. Além disso, a densidade das algas tem influência direta nas populações naturais
de peixes, pois, de acordo com os trabalhos de Araújo-Lima et al. (1986), Hamilton et al.
(1992); Forsberg, et al. (1993) e Leite, et al. (2002), as algas constituem a principal fonte de
carbono e proteínas (51% do peso seco total) para os peixes, sendo essas proteínas altamente
nutritivas e de fácil assimilação para os juvenis, de forma direta ou indiretamente via
invertebrados aquáticos (Putz & Junk, 1997; Brito et al., 2006; Jepsen & Winemiller, 2007).
Os peixes, por sua vez, são considerados a principal fonte de proteínas para as populações
humanas, em especial, na bacia Amazônica (Shrimpton & Giugliano, 1979).
Segundo Wetzel (1981), baseado na proposição inicial de Round (1964) vários são os
termos utilizados para discriminar as algas perifíticas de acordo com os substratos em que elas
se fixam: a) algas epilíticas: vivem em superfícies de rochas ou pedras; b) algas epipélicas:
crescem sobre o sedimento; c) algas epifíticas: que crescem sobre a superfície de macrófitas
aquáticas; d) algas epizóicas: que se desenvolvem sobre superfícies de animais; e) algas
episâmicas; que são bastante específicas e crescem sobre areia.
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Além do importante papel ecológico das algas perifíticas demonstrado nos parágrafos
anteriores o diagnóstico do presente estado da diversidade destas algas na Amazônia constitui
etapa fundamental para o cumprimento da Estratégia Nacional de Diversidade Biológica
(Wetzel, 2011; Menezes & Dias, 2001). Soma-se a isto o fato de que a perda de hábitats leva
consequentemente à perda de espécies, muitas delas desconhecidas. E, portanto, sendo a
diversidade da Amazônia tão rica quanto desconhecida, de fato, um dos desafios para a
conservação é o estabelecimento de um banco de dados sólido da diversidade dos organismos
que compões a megadiversidade brasileira (Wetzel, 2011).
No Brasil ainda são escassos os trabalhos que avaliam a estrutura em nível específico
das assembleias de algas perifíticas (Vercellino, 2001; Cetto et al. 2004; Ferragut, 2004,
Borduqui et al. 2008; Vetorato et al. 2010) estestrabalhos indicam uma forte influência do
período sazonal sobre a densidade e composição das assembleias perifíticas, além de indicarem
uma grande diversidade. É importante destacar que todos os trabalhos frisam a necessidade de
mais estudos que analisem os atributos desta assembleia.
Para Amazônia, em especial para águas pretas, quatro trabalhos (Putz,1997, Díaz-
Castro et al. 2003; Marshall, 2010; Wetzel, 2011; 2012)realizados nas últimas décadas, foram
bastante expressivos e de grande importância no que diz respeito ao nível de conhecimento
adquirido com relação a esta assembleia. O primeiro deles foi realizado em 15 estações de
amostragens ao longo de águas brancas e pretas e tinha como principal objetivo realizar um
estudo quantitativo e qualitativo das algas perifíticas nestes ambientes (Putz,1997). Díaz-
Castro et al. (2003) avaliaram a composição da assembleia de diatomáceas perifíticas no rio
Jaú, tributário da margem direita do rio Negro e que fica a 250 km de Manaus. Marshall (2010)
em estudo sobre as variações sazonais e temporais nas fontes autotróficas de energia para
Paracheirodon axelrodi (Osteichthyes, Characidae) em uma região interfluvial no médio rio
Negro apresentou uma lista de espécies de algas perifíticas para estes ambientes. O
levantamento taxonômico de diatomáceas realizado por Wetzel (2011; 2012) em 153 amostras
ao longo da calha do rio Negro levou ao inventário de 297 espécies de diatomáceas perifíticas.
Todos os trabalhos acima citados apresentaram uma grande riqueza de algas
inventariadas o que mostra a importância do levantamento taxonômico desta assembleia,
destaca-se ainda que dada a diversidade destas algas, fica ainda mais evidente a necessidade de
trabalhos para fornecer informações para um banco de dados sólidos sobre diversidade deste
grupo.
Os atributos ecológicos citados, anteriormente, são fundamentais para estudos
relacionados à ecologia de assembleias. Esta por sua vez é uma disciplina biológica que trata
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predominantemente da distribuição dos organismos e de suas inter-relações uns com os outros
e com o ambiente e com isso os ecólogos tentam mostrar como um sistema é organizado e
como as funções são alocadas em uma sequência de eventos denominados sucessão em casos
mais gerais (Reynolds et al., 2002).
O termo sucessão foi, formalmente, definido por Odum (1969), como sendo um
processo de desenvolvimento do ecossistema, ordenadamente controlado pela assembleia que
passa de uma colonização de hábitats desocupados, atravessa estágios de transição e culmina
em um ecossistema estabilizado em que um máximo de biomassa é sustentado por um fluxo de
energia. O desenvolvimento sucessional do perifíton segue uma típica curva de crescimento
logarítimo-sigmóide, desta maneira há um primeiro momento de incremento em biomassa e
largura do biofilme seguido por um decréscimo e modificações na composição da assembleia
devido a combinação de diferentes fatores (Wetzel,1996). Segundo Biggs (1996) os principais
fatores que contribuem de forma direta dirigindo os modelos de sucessão da assembleia de
algas perifíticas, são: disponibilidade de nutrientes, disponibilidade de luz, velocidade da água,
intensidade da herbivoria. Estes fatores combinados podem contribuir para o incremento ou
perda de biomassa nas assembleias perifíticas, além de definirem a composição de espécies.
Segundo este mesmo autor, em ambientes com baixas frequências de inundação e de
herbivoria, e que sejam meso a eutróficos, a assembleia de algas perifíticas é dominada por
diatomáceas perpendicularmente fixadas ao substrato e algas verdes filamentosas. Por outro
lado, em ambientes onde o distúrbio causado pela inundação é frequente, e a disponibilidade
de nutrientes é baixa a assembleia tende a ser dominada por cianobactérias filamentosas, algas
vermelhas, com um limitado número de diatomáceas.
A colonização e sucessão de algas perifíticas têm sido estudadas em vários ecossistemas
e regiões climáticas. Ács & Kiss (1993) avaliaram os processos de colonização de diatomáceas
em substratos artificiais em um grande rio na Hungria. Estes autores descreveram o processo
de inundação com certos fatores periódicos, ou seja, de tempos em tempos, um decréscimo em
número de indivíduos era observado, o qual coincidia com a mudança da composição da
assembleia. Os mesmos autores frisaram a dominância da assembleia por médias diatomáceas
mono e birrafídicas. Cronk & Mitsch (1994) estudaram as razões de crescimento da assembleia
perifítica em substratos naturais e artificiais entre maio e agosto de 1991, este estudo indicou
que o crescimento do perifíton é maior no substrato artificial nos ambientes de maior fluxo, e
estimaram a produção primária perifítica entre 2 a 85 g de carbono.m-2. Outros autores
trabalharam na análise da composição das espécies em diferentes estágios da sucessão
(McCornick & Stevenson, 1991; Sekar et al., 2004).
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No Brasil, os estudos sobre sucessão de algas perifíticas são bastante escassos. Dentre
os trabalhos que vêm sendo realizados podemos destacar o trabalho de Vercellino e Bicudo
(2006), onde os autores analisaram os valores de biomassa, densidade e clorofila, ao longo de
27 dias por meio de amostragens em substratos artificiais. No que se refere à manipulação de
nutrientes para análise das respostas das assembleias perifíticas ao longo dos estágios de
sucessão, pode se observar que a biomassa e composição da assembleia perifítica foi limitada
em especial por fósforo, além disto, o tempo de colonização e a escala sazonal também foram
aspectos que influenciaram (Ferragut & Bicudo, 2009; Fermino et al. 2011).
Na Amazônia, a lacuna referente a estudos relacionados à sucessão desta assembleia é
ainda maior, reportam-se apenas dois trabalhos que abordam este tema, ambos realizados em
um pequeno lago urbano (lago Viveiro) no município de Rio Branco-AC, indicando uma forte
influência do período sazonal e da limitação por fósforo sobre a assembleia de algas perifíticas
neste ambiente (França et al., 2009; França et al., 2011). Para o rio Negro, área de estudo do
trabalho em questão, ainda não existem trabalhos relacionados à sucessão de algas perifíticas
sendo, portanto, um dos principais objetivos deste plano contribuir para o conhecimento
referente à dinâmica desta assembleia de extrema importância para o equilíbrio desse ambiente.
É importante considerar que para o estabelecimento de um banco de dados sólido da
diversidade perifítica é fundamental o conhecimento da dinâmica desta assembleia, a
composição de espécies, a distribuição dos indivíduos ao longo dos substratos, sua relação com
os nutrientes dissolvidos, as taxas de produtividade primária, dentre outros (Wetzel, 1996).
Além disso, o estudo da assembleia de algas, assim como dos demais grupos de organismos
pode ser feito levando se em consideração diversos atributos ecológicos, dentre eles pode-se
citar densidade total, diversidade, riqueza e equitabilidade (Magurran, 1988).
Fatores Bióticos como indicadores de qualidade ambiental
Apesar das grandes contribuições trazidas pelos estudos das características físicas e
químicas para subsidiar estudos da qualidade da água, desde a década de 1970, pesquisadores
e gestores de recursos hídricos da Europa Ocidental e América do Norte argumentam que as
metodologias tradicionais de classificação de águas, baseadas em características físicas,
químicas e bacteriológicas, não são suficientes para atender aos usos múltiplos da água, sendo,
particularmente, deficientes na avaliação da qualidade estética, de recreação e ecologia do
ambiente (Metcalfe, 1989).
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Outra desvantagem é que, se as medições químicas forem feitas longe da fonte poluente,
não serão capazes de detectar perturbações sutis sobre o ecossistema. Além disto, em muitos
casos esses métodos são restritos as condições da água no momento da mensuração (Lobo et
al., 2004b; 2010) estas limitações se tornam ainda mais drásticas quando o objeto de estudo é
um ecossistema lótico, onde a correnteza faz com que a água seja continuamente renovada em
cada ponto (Dupont et al., 2007). Para a realização de avaliações eficientes, é de fundamental
importância a aplicação de análises integradas da qualidade da água, unindo as repostas das
metodologias tradicionais de avaliação aos aspectos biológicos do sistema (Metcalfe, 1989;
Biggs, 1996).
Neste contexto, a utilização de aspectos biológicos resulta em uma melhor avaliação da
qualidade ambiental, tendo em vista, que o desenvolvimento integrado da assembleia em
determinado período de tempo reflete as condições que podem não ser aquelas encontradas no
momento da amostragem e análise (McCormick & Stevenson, 1998; Oliveira et al., 2001;
Salomoni, et al. 2006; Dupont et al., 2007; Bere & Tundisi, 2010).
Para análise dos aspectos biológicos dos ecossistemas é importante avaliar os impactos
ambientais por meio da medição da alteração da organização estrutural e funcional das
assembleias biológicas. Tais como perda de diversidade, riqueza, mudança na composição de
espécies, dentre outros (Buss et al., 2003). Segundo Johnson et al. (1993), para um indicador
biológico ideal deve possuir, dentre outras, as seguintes características: a) ser taxonomicamente
bem definido; b) apresentar distribuição geográfica ampla; c) ser abundante ou de fácil coleta;
d) apresentar baixa mobilidade.
As algas perifíticas são excelentes bioindicadores da qualidade da água e de seu estado
trófico, devido à capacidade de acumular grandes quantidades de substâncias nutrientes,
poluentes como inseticidas, herbicidas, fungicidas, metais pesados e materiais orgânicos
(Sládecková, 1962; 1991), e substâncias radioativas (Neal, 1967). Estão em contato direto com
a coluna de água e, portanto, respondem mais rapidamente às mudanças sutis na qualidade
física equímica da água, soma-se a isto o fato das algas perifíticas serem sésseis e, portanto,
não podem se deslocar para evitar fontes potenciais de poluição. As algas, também, possuem
curtos ciclos de vida. As células de algumas espécies se dividem mais do que duas vezes por
dia o que permite uma rápida resposta as mudanças das condições ambientais (Lowe & Pan,
1996).
Segundo Dokulil (2003) e Buss et al. (2003) as primeiras abordagens visando
determinar indicadores biológicos com bases científicas, foram feitas com bactérias, fungos e
protozoáriospor Kolkwitz e Marsson em 1902, 1908, 1909 e promoveram um melhor
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entendimento da relação dos organismos com a qualidade da água assim como o
desenvolvimento do primeiro sistema sapróbico. De acordo Bere & Tundisi (2010) algumas
modificações do sistema citado foram feitas por Libemann em 1951 e logo depois por Pantle e
Buck(1955). Estas pesquisas formaram as bases dos principais estudos subsequentes utilizando
diatomáceas como bioindicadores (Bere & Tundisi, 2010).
Um estudo realizado na extinta Tchecoslováquia em vários reservatórios poluídos pelos
rejeitos da produção de açúcar de beterraba, Sládecková & Sladecek (1963) descreveram a
sucessão da assembleia perifítica como indicador ambiental. A assembleia indicou diferentes
graus de qualidade da água: 1) condições da água relativamente “limpa” (oligosaprobidade);
2) condições de recuperação (beta-mesosaprobidade); 3) condições de poluição (alfa-
mesosaprobidade). Palmer (1969) utilizou algas para detectar poluição orgânica por meio de
uma compilação de 165 autores e em seu artigo concluiu que diatomáceas, flagelados, algas
verdes, algas verde-azuladas são todas muito bem representadas.
Importantes contribuições referentes ao desenvolvimento de índices biológicos,
baseados em diatomáceas em reservatórios da Europa, foram, segundo, feitas por Sladecek em
1973, Lange-Bertalot em 1979 e Descy em 1979 (Lowe & Pan , 1996 e Bere & Tundisi, 2010).
Ainda na Europa, Kelly e Whitton (1995) desenvolveram um novo índice (Trophic Diatom
Index – TDI) para monitorar o estado trófico de rios do Reino Unido, os autores concluíram
que o uso do TDI levaria ao desenvolvimento de índices mais refinados baseados nas
diatomáceas. O desempenho do TDI foi avaliado em onze rios do Reino Unido, levando a
algumas modificações. O TDI revisado foi recomendado para o uso de organizações
regulatórias como ferramenta para a avaliação do estado trófico de rios (Kelly, 1998; Kelly &
Whitton, 1998).
Outros trabalhos vêm sendo desenvolvidos na Europa com o intuito de se testar o
desempenho e aplicabilidade de índices em diferentes regiões, alguns destes trabalhos utilizam
ainda análises multivariadas como forma de evidenciar as relações entre a assembleia perifítica,
em especial diatomáceas, e as características abióticas da água (Graça & Coimbra, 1998;
Almeida, 2001; Hering, et al. 2006; Sabater et al., 2007; Pace et al., 2012; Tornés et al., 2012).
Em outubro de 2012, a revista Hydrobiologia – ISSN: 1573-5117 – publicou os Anais do 7º
Simpósio Internacional “Uso de algas como bioindicadores” que ocorreu em Luxemburgo,
entre os dias 23 e 29 de novembro de 2009. Contendo 26 artigos completos que tratam de
assuntos relacionados com ecologia de algas, toxicologia, potamo-fitoplâncton, monitoramento
e fitobentos, monitoramento da qualidade da água em diferentes países, implementação da
“Water Framework Directive” (Ector et al., 2012).
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Na Ásia é importante destacar trabalhos como os de Watanabe et al. (1986) em que um
método numérico para estimar a qualidade da água denominado Diatom Assemblage Index
(DAIpo) foi desenvolvido. Mais precisamente, em Tóquio vários rios foram amostrados com o
intuito de se testar o desempenho do índice de Pantle-Buck, os autores do estudo avaliaram
bem o desempenho do índice e sugeriram o uso do mesmo para avaliar a qualidade da água
(Kobayasi & Mayama, 1989). Com o objetivo principal de avaliar a influência da poluição
aquática sobre a assembleia de diatomáceas, 52 amostras foram realizadas em rios na região
metropolitana de Tóquio, onde Lobo et al. (1995) evidenciaram que a resposta da assembleia
perifítica pode ser observada por meio da mudança na composição de espécies.
Na América do Norte, uma série de trabalhos vem sendo conduzidos com o intuito de
se desenvolver e padronizar a utilização de algas perfíticas como bioindicadoras. Neste sentido,
observações em diferentes ambientes em dois invernos consecutivos foram utilizadas para
classificar as espécies de algas como componentes iniciais ou tardias no processo de sucessão,
baseado nas mudanças das densidades relativas destas espécies através do tempo (McCormick
e Stevenson, 1991). O monitoramento de 14 km de gradiente em Everglades na Flórida foi
realizado com o objetivo de se identificar as relações estatísticas entre a assembleia de algas
perifíticas e os parâmetros físicos e químicos da água. Os autores identificaram o fósforo como
sendo o principal limitante nestes ambientes (McCormick & O´Dell, 1996).
Uma revisão sobre a utilização das algas perifíticas como ferramenta para a avaliação e
gerenciamento é apresentada, para a mesma região do estudo anterior, por McCormick &
Stevenson (1998). Comparações utilizando diatomáceas epilíticas, epifíticas, e epipélicas em
dois tributários do rio Grand, Ontário, Canadá, demonstraram as relações entre as diatomáceas
e os parâmetros físicos e químicos da água, além de demonstrarem que os resultados mais
completos são aqueles que consideram todas as três assembleias em conjunto (Winter &
Duthie, 2001). Na América do Norte, é importante destacar, ainda, o trabalho de Hill et al.
(2003) onde 272 córregos e rios nos Estados Unidos foram amostrados para analisar riqueza
de espécies de diatomáceas, dominância e abundância relativa. Esses dados foram utilizados
para calcular o Periphyton Index of Biotic Integrity (PIBI) e os valores encontrados foram
comparados entre ambientes controle, moderadamente impactado e perturbado.
Na América Central, assembleias de diatomáceas de córregos e rios da Costa Rica
foram estudadas para determinar como elas respondem as condições ambientais, evidenciando
a grande utilidade que este grupo possui para o monitoramento biológico de distúrbios em rios
tropicais (Silva-Benevides, 1996; Michels et al., 2006).
11
No Brasil índices bióticos têm recebido muita atenção por parte dos pesquisadores.
Através de uma análise de composição específica e de diversidade de diatomáceas, Lobo &
Torgan (1988) encontraram diferença significativa na estrutura da assembleia de diatomáceas
em duas estações no sistema Guaíba. Esta diferenciação foi devido à presença exclusiva de
algumas espécies abundantes que refletem características ambientais distintas pelo fato de
apresentarem uma diferenciação em suas tolerâncias ecológicas (Lobo & Torgan, 1988).
A primeira tentativa para classificar espécies de diatomáceas em termos de tolerância
para poluição orgânica foi em rios do sudeste, feita por Lobo et al. (1996). Um total de 79
amostras foram realizadas em 18 sistemas lóticos localizados na bacia do rio Jacuí, com o
objetivo de esclarecer os padrões de distribuição e de ocorrência das espécies de diatomáceas
em diferentes condições de poluição (Lobo et al., 1996). Os resultados deste trabalho indicaram
a ocorrência de dois grupos A e B, considerados equivalentes as categorias 1 e 2 do sistema de
Lange-Bertalot. Entretanto, um padrão de distribuição intermediário de espécies (entre a
categoria 1 e 2) foi identificado, o que sugeriu uma nova categoria (Lobo et al., 1996).
Em seguida Lobo et al. (2002) determinaram a tolerância de espécies de diatomáceas
com relação a poluição orgânica em diferentes condições de poluição em sistemas lóticos na
bacia do Guaíba. Estes autores descreveram três grupos de diatomáceas: Grupo A – espécies
mais tolerantes a poluição; Grupo B – espécies tolerantes a poluição; Grupo C – espécies menos
tolerantes a poluição. Baseados nestas informações Lobo et al. (2002) desenvolveram o
primeiro sistema sapróbico do Brasil, usando diatomáceas epilíticas para avaliar a qualidade
das águas.
O sistema sapróbico proposto acima foi complementado por Lobo et al. (2004a) que
por meio de amostragens de parâmetros físico-químicos e biológicos (algas epilíticas)
realizadas nos córregos Grande, Bonito e Sampaio desenvolveram o Índice Biológico de
Qualidade de Água (IBQA). O IBQA incorpora a resposta integrada da assembleia de
diatomáceas epilíticas a eutrofização e a processos de contaminação orgânica, é a primeira
tentativa de acessar a qualidade das águas continentais brasileiras, considerando eutrofização
e poluição orgânica (Lobo et al. 2004a). Uma revisão sobre a utilização de microalgas na Sul
América como ferramenta para o monitoramento de rios, com ênfase em diatomáceas foi
realizada por Lobo et al. (2004b), onde foi discutida a aplicabilidade do IBQA e do Índice de
Diatomáceas Pampeano – DPI (Goméz & Licursi, 2001). Mais recentemente estudos de
monitoramento ambiental usando assembleias de diatomáceas em sistemas aquáticos no Brasil,
principalmente, no Rio Grande do Sul e São Paulo, têm demonstrado claramente evidências de
12
eutrofização (Hermany et al., 2006; Salomoni et al., 2006; Dupont, et al., 2007; Borduqui, et
al., 2008; Lobo et al., 2010; Salomoni et al., 2011).
Para o rio Negro ainda não existem estudos utilizando algas perifíticas como
bioindicadores. Alguns trabalhos realizados neste rio fazem menção da possibilidade da
utilização das algas perifíticas encontradas como bioindicadoras, mas, não é feita uma
abordagem mais aprofundada (Putz, 1997; Marshall, 2010; Wetzel, 2011; Wetzel et al., 2012),
o que torna esta proposta pioneira neste aspecto. Desta forma, é imprescindível, que em
qualquer estudo de qualidade ambiental que envolva ecossistemas aquáticos que se considere
a inclusão de um fator biótico para a sua avaliação, e devido, as vantagens, anteriormente,
apresentadas as algas perifíticas são fortemente indicadas para assumirem o papel de
bioindicadoras de qualidade de água.
13
Objetivos
O principal objetivo da tese foi analisar a reposta da assembleia algas perifíticas em
áreas de alta, intermediária e baixa influência antrópica durante dois períodos de cheia (2013 e
2014) no baixo rio Negro. Especificamente foi investigado:
1. As preferências ecológicas da assembleia de diatomáceas perifíticas por meio de sua
relação com as características abióticas;
2. As preferências ecológicas das algas moles por meio de sua relação com as
características abióticas;
3. A resposta da assembleia de diatomáceas ao gradiente de poluição ambiental;
4. A resposta das algas moles ao gradiente de poluição ambiental;
5. Os táxons indicadores da área de baixa influência antrópica (LAI), areá de influência
antrópica intermediária (IAI) e da área de alta influência antrópica (HAI) tanto para
diatomáceas, quanto para algas moles;
6. Evidências de possíveis novas espécies, e caso encontradas descriçao do novo táxon ou
nova combinação.
Organização da tese
Essa tese está composta por quatro capítulos, os capítulos de 1 e 2 possuem um enfoque
ecológico e de bioindicação, respectivamente, e os capítulos 3 e 4 possuem um enfoque
taxonômico, todos formatados como artigos científicos. No capítulo 1, avaliamos as
preferências ecológicas da assembleia de diatomáceas perifíticas por meio de sua relação com
as características abióticas; No capítulo 2, avaliamos as preferências ecológicas das demais
algas perifíticas por meio de sua relação com as características abióticas e com o gradiente de
poluição ambiental, destacando os táxons indicadores de cada região de amostragem (LAI ,
HAI e da IAI) e enfocamos no estudo da resposta da assembleia de algas perifíticas ao gradiente
de poluição ambiental por meio da aplicabilidade de índices de qualidade de água, bem como,
destacamos os táxons indicadores de cada região de amostragem (LAI , HAI e da IAI). No
capítulo 3 é feita a descrição de uma nova espécie de Eunotia, E. amazonica. No capítulo 4 é
proposta uma nova combinação dentro do gênero Gomphonema. Ao final, encerramos com
recomendações baseadas nos principais resultados obtidos na tese.
14
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28
Capítulo 1. Diatomáceas do baixo rio Negro, Manaus, AM – Brasil: estrutura da assembleia em relação as variáveis ambientais
Almeida, F. F., Eakafaz, A., Santos-Silva, E. N., Ector, L., Bini, L. M., Wetzel, C. E.
Diatomáceas do baixo rio Negro, Manaus, AM – Brasil: estrutura da assembleia em
relação as variáveis ambientais. Artigo em preparação para submissão na Tropical Ecology.
29
Diatomáceas no baixo rio Negro, Manaus, AM – Brasil: estrutura da assembleia em
relação as variáveis ambientais.
Fabiane F. Almeida 1 2 3, Amine Eakafaz1, Edinaldo Nelson Santos Silva1, Luc Ector2, Luiz
Maurício Bini4, Carlos Eduardo Wetzel2
1 Instituto Nacional de Pesquisas da Amazônia – INPA
2Luxembourg Institute of Science and Technology – LIST
3 Centro Universitário do Norte – UNINORTE
4 Universidade Federal de Goiânia – UFG
30
Resumo
O objetivo deste estudo foi avaliar o grau de impacto antrópico por poluição a partir do gradiente, químico, físico e físico-químico de qualidade da água, bem como, avaliar o grau de impacto antrópico por meio de mudanças nos parâmetros de diversidade, riqueza e composição das diatomáceas no baixo rio Negro – AM, Brasil. Para tanto, 12 estações de amostragem foram distribuídas ao longo de três regiões com diferentes graus de impacto antrópico: 1) Área de baixa influência antrópica (LAI = Low Anthropogenic Influence); 2) Área de influência antrópica intermediária (IAI= Intermediate Anthropogenic Influence) e 3) área de alta influência antrópica (HAI= High Anthropogenic Influence). Ao longo de quatro semanas consecutivas, nos períodos de cheia de 2013 e 2014, foram amostradas, simultaneamente, variáveis abióticas (pH, concentração de oxigênio dissolvido, temperatura, condutividade elétrica, turbidez, nitrato, nitrito, fósforo total e ortofosfato) e variáveis bióticas (análise da estrutura da assembléia de Diatomáceas). A análise de componentes principais evidenciou que as variáveis abióticas responderam ao gradiente de poluição previamente estabelecido. A principal variável que influenciou a distribuição das assembleias de diatomáceas, no baixo rio Negro, foi o fósforo total. Tanto a Analise de Correspondência Canônica, quanto, a Análise de Espécies Indicadoras indicaram Luticolla e Discostella cf. stelligera como espécies associadas a HAI; Eunotia aff. subarcuatoides foi associada a IAI e Actinella brasiliensis foi evidenciada como indicadora de LAI. Os atributos da assembleia (riqueza, diversidade e equitabilidade) não foram úteis em separar as regiões de amostragem.
Palavras-chaves: Influência Antrópica, Preferências Ecológicas, rio Negro, Diatomáceas,
Amazônia.
31
Abstract
The goal of this study was to evaluate the degree of anthropogenic impact caused by pollution patent on the water quality chemical, physical and physicochemical gradient, as well as to evaluate the degree of anthropogenic impact from changes in the parameters of diversity, richness and diatom composition at the lower Negro River - AM, Brazil. To this end, 12 sampling stations were distributed along three regions with different degrees of anthropogenic impact: 1) Low Anthropogenic Influence area (LAI); 2) Intermediate Anthropogenic Influence area (IAI) and 3) High Anthropogenic Influence area (HAI). Abiotic variables (pH, dissolved oxygen concentration, temperature, electrical conductivity, turbidity, nitrate, nitrite, total phosphorus and orthophosphate) and biotic variables (diatom assemblage structure analysis) were simultaneously sampled for four consecutive weeks during two flood periods (2013 and 2014). Principal Component Analysis showed that the abiotic variables responded to the previously established pollution gradient. The main variable influencing the distribution of diatom communities at the lower Negro River was total phosphorus. Canonical Correspondence Analysis and Indicator Species Analysis both indicated Luticolla and Discostella cf. stelligera as HAI-associated species; Eunotia aff. subarcuatoides was associated with IAI and Actinella brasiliensis was found to be an indicator of LAI. Community attributes (richness, diversity and evenness) were not found useful in separating sampling regions.
Key-words:
Anthropogenic Influence, Ecological Preferences, Negro River, Diatoms, Amazon.
32
Introdução
As algas perifiticas são extremamente importantes em sistemas aquáticos, uma vez
que são responsáveis pela produtividade primária que suportar uma ampla gama de organismos
aquáticos (Azim et al. 2005). A composição e a estrutura da assembleia destes organismos sésseis
ou localmente móveis são diretamente impactadas pelas características químicas e físicas do
entorno (Taylor et al. 2007). Além disso, as algas perifiticas são capazes de integrar as variações
das condições ambientais durante longos períodos de tempo, e por isso têm sido amplamente
utilizadas para classificar as condições ecológicas das massas de águas (Sabater & Admiraal,
2005).
A maioria dos estudos indicam que a assembleia de diatomáceas domina a
composição taxonômica do perifíton (Azim & Asaeda de 2005, Taylor et al., 2007, Bere &
Tundisi 2009, Bere & Magadze, 2014). Assim como as algas perifíticas em geral, assembleias
de diatomáceas são sensíveis às características ambientais e fornecem uma medida direta,
holística e integrada da integridade dos sistemas lóticos (Bere & Magadze de 2014, Potapova
& Charles 2005, Faustino et al. 2016). Entre os fatores que influenciam os padrões de
distribuição de diatomáceas são os mais importantes: pH, condutividade elétrica, concentração
de nutrientes, substrato, a velocidade da corrente, luz (grau de sombreamento), pastagem,
temperatura (Pan et al. 1996, Nautiyal et al. 2000, Gillet et al. 2015).
Das centenas de afluentes do rio Amazonas, o rio Negro é considerado um dos mais
importantes, devido ao seu alto fluxo (média anual cerca de 29.000 m3.s-1), sendo o segundo
maior afluente no que diz respeito a descarga no rio Amazonas (Revenga et al., 1998, Goulding
et al. 2003, Latrubesse & Franzinelli 2005). As nascentes do rio Negro estão localizadas em
terras altas e antigas o que leva a suas atuais condições oligotróficas e de baixo pH, sendo, suas
águas classificadas como águas pretas (Hedges et al. 1994, Franzinelli & Igreja 2002, Aucour
et al. 2003).
No entanto, esta condição oligotrófica associada ao rio Negro tem sido alterada,
levando a uma descaracterização física, química e biológica de suas águas (Santos et al. 2006).
Quando se trata do baixo rio Negro, região mais densamente povoada (IBGE, 2010) esta
situação é ainda mais crítica. Isto porque a área urbana de Manaus abrange quatro bacias
hidrográficas afluentes da região do baixo rio Negro: São Raimundo, Educandos, Tarumã-Açu
e do Puraquequara. As duas primeiras se encontram integralmente dentro da cidade e outras
duas parcialmente inseridas na malha urbana (Santana & Barroncas 2007).
33
As microbacias dos igarapés Educandos e São Raimundo tem como principais
tributários os igarapés do Quarenta e Mindu, respetivamente, e drenam áreas densamente
povoadas desde suas nascentes até a foz. Transformam-se, em vista da ocupação residencial de
suas margens e das atividades industriais em seu entorno, em receptores de resíduos domésticos
e industriais e desaguam diretamente no rio Negro, sem nenhum tratamento trazendo todos os
poluentes drenados das áreas urbanas de Manaus (Pinto et al. 2009).
Desde a década de 1970, pesquisadores e gestores de recursos hídricos da Europa
Ocidental e América do Norte argumentam que as metodologias tradicionais de classificação
de águas, baseadas em características físicas, químicas e bacteriológicas, não são suficientes
para atender aos usos múltiplos da água, se as medições químicas forem feitas longe da fonte
poluente, não serão capazes de detectar perturbações sutis sobre o ecossistema. Além disto, em
muitos casos esses métodos são restritos às condições da água no momento da mensuração
(Metcalfe 1989, Lobo et al. 2004a, Lobo et al. 2010). Neste contexto as algas perifíticas são
ótimos indicadores de qualidade de água (Sládecková 1962, Neal et al. 1967, Lowe & Pan
1996).
Neste contexto, este trabalho teve por objetivo avaliar o grau de impacto antrópico por
poluição a partir do gradiente, químico, físico e físico-quimico de qualidade da água do rio
Negro, bem como, avaliar o grau de impacto antrópico por meio de mudanças nos parâmetros
de diversidade, riqueza e composição das diatomáceas.
Material e Métodos
Área de Estudo
A bacia do Rio Negro possui uma área de 720.114 km2 que se encontra principalmente
dentro do escudo pré-cambriano. O rio tem uma extensão de pelo menos 1,700 km (Revenga
et al. 1998, Goulding et al. 2003, Latrubesse & Franzinelli 2005), com 90% da área de sua
bacia estão localizados no Brasil, 9% na Colômbia e 1% na Guiana Francesa.
Os afluentes de águas negras têm níveis mais elevados de ácidos húmicos (que causam
a sua cor escura) e como se originam nos planaltos muitas vezes arenosos pobres em nutrientes,
eles têm pouco ou nenhum silte ou sólidos dissolvidos (Hedges et al. 1994, Franzinelli & Igreja
2002, Aucour et al. 2003), com baixa condutividade (9-10 μS.cm -1) e pH baixo (4,8-5,1) (Furch
& Junk, 1997). De acordo, com Küchler et al. (2000) a maioria das amostras da bacia
34
hidrográfica do rio Negro forma um grupo homogêneo de água preta, distinto das águas brancas
do rio Solimões, o principal afluente do rio Amazonas.
Este estudo foi realizado na região do baixo rio Negro, às margens da cidade de Manaus
(AM), Brasil, situado entre 62°W e sua confluência com o Solimões (60oW) (Franzinelli &
Igreja, 2002). Nesta secção, o rio pode medir até 20 km de largura (Ilhas Anavilhanas) e é
limitado por penhascos descontínuos ("falésias"), formado pelos depósitos "Alter do Chão" e
pode atingir até 90 m de profundidade, pouco antes da confluência com o rio Solimões
(Franzinelli & Igreja 1990, Franzinelli & Igreja 2002, Franzinelli 2011). Especialmente,
próximo à cidade de Manaus o rio Negro tem sofrido grandes pressões antropogênicas (capital
que possui, aproximadamente, 1.800 milhões de habitantes) devido à grande quantidade de
esgoto sem tratamento despejado diretamente no rio (Cleto-Filho & Walker 2001, Silva et al.
1999, Horbe et al. 2005, Pinto et al. 2009).
Figura 1: Área de amostragem, localizada à margem esquerda do baixo rio Negro (Manaus, Amazonas-Brasil). Códigos: LAI – região de baixa inflência antrópica; IAI – Região de Influência Antrópica Intermediária; HAI – Região de Alta Inflência Antrópica.
Estações de amostragem
Com base nas informações acima, a margem esquerda do rio Negro foi dividido a priori
em três áreas, cada uma representando um grau de potencial impacto antropogênico: 1) Área
de baixa influência antrópica (LAI = Low Anthropogenic Influence), a montante da cidade de
Manaus; 2) Área de influência antrópica intermediária (IAI= Intermediate Anthropogenic
Influence), mais perto da área urbanizada, mas, sem afluentes fortemente poluídos e 3) área de
alta influência antrópica (HAI= High Anthropogenic Influence) em frente à cidade de Manaus
(Figura 1). Em cada uma dessas áreas foram definidas quatro estações fixas de amostragem.
35
LAI está localizada entre o Lago Tatu (3º03'10.77 '' S e 60º17'45.30''W) e leste do fluxo
de Tarumã-Mirim (3º01'56.20 ''S e 60º17'32.95''W) (locais S1 a S4) totalizando uma seção
transversal de aproximadamente 14 km. O IAI foi delimitada a oeste pelo igarapé do Tarumã-
Mirim (3º01'56.20 '' S e 60º17'32.95''W) e a leste pelo igarapé do Tarumã-Açu (3º02'42.65 ''S
e 60 06'55.36''W) (locais S5 a S8) seção transversal de aproximadamente 6 km de
comprimento. Finalmente, o HAI está localizado entre o Tarumã-Açu (3º02'42.65 '' S e 60 °
06'55.36''W) e o porto da Ceasa (3º09'44.59''S e 59 58'44.65''W) (locais S9 a S12). Esta última
seção transveral, de cerca de 20km, é caracterizada por englobar as duas estações com maior
poluição orgânica provenientes da cidade de Manaus (S10 e S11). Todas as estações de
amostragem estão localizadas antes da confluência com o rio Solimões.
Plano de amostragem e processamento de amostras
A amostragem foi realizada durante dois períodos de cheia de acordo com Bittencourt
& Amadio (2007), em 2013 e 2014, durante quatro semanas consecutivas nas 12 estações de
amostragem. As características da água, tais como, pH, concentração de oxigênio dissolvido
(OD, mg/L), temperatura (TEMP, oC) condutividade elétrica (COND, µ.S-1) foram medidos in
situ com um medidor portátil Hach HQ40d (Wissenschaftlich-Technische Werkstätten GmbH,
WTW), turbidez (TURB) também foi mensurada in situ com o turbidímetro portátil HI 93703.
As amostras de água para análises dos parâmetros físico-químicas – nitrato (NO3, mg/L),
nitrito (NO2, mg/L), fósforo total (TP, mg/L) e ortofosfato (PO4, mg/L) – foram colhidas
simultaneamente com a amostragem de diatomáceas e as análises foram realizadas por
fotocolorímetria.
As amostras perifíticas (n = 96) foram coletadas principalmente na floresta inundada.
Os habitats amostrados incluíram vegetação submersa, raízes da floresta inundada, folhas (e
folhas em decomposição) e raízes da macrófita Eichornia crassipes (Mart.) Solms. Os
substratos foram lavados em recipientes de polietileno com água destilada para remover os
detritos associados e depois os substratos foram raspados com uma lâmina de aço inoxidável e
escova macia. Filamentos macroscópicos também foram recolhidos manualmente e colocados
no mesmo frasco, como material raspado. As amostras foram fixadas com solução de Transeau
(seis partes de água, três partes de etanol 95% e uma parte de formol 40%; Prescott de 1962).
Antes da lavagem ácida das amostras, elas foram colocadas em uma lâmina de
microscópio e recobertas com uma lamínula e, em seguida, observadas em 200x e 400x. Em
36
seguida, sub-amostras a partir de materiais fixados passaram por limpeza (digeridos) sob
aquecimento utilizando H2O2 concentrado sob aquecimento por 24 a 48 h, usando um banho
de areia. As preparações foram deixadas em repouso para a decantação durante 24 h, em
seguida entre 80 a 90% do sobrenadante foi eliminado por aspiração a vácuo. Um volume de 1
ml de HCl (37%) foi então adicionado e a mistura foi deixada em repouso durante 2 h, seguida
por três repetições de lavagem e decantação, como descrito acima, usando água destilada. Após
a digestão e a decantação, o material enxaguado e limpo foi diluído com água destilada e as
lâminas permanentes lâminas permanentes foram montadas utilizando Naphrax® (Brunel
Microscopes Ltd., Chippenham, Wiltshire, Reino Unido) para a análise qualitativa e semi-
quantitativa.
Para a análise semi-quantitativa todos as valvas encontradas em seções transversais
aleatórias sob microscopia de luz através de cada lâmina permanente (n = 96) foram
identificadas e contadas (entre 400 e 450 válvas) com um microscópio de luz Leica® DMRX
com uma objetiva de imersão em óleo de 100x em uma ampliação de 1000x, seguindo as
normas europeias CEN 14407 (Comitê Europeu de Normalização, 2004; 2014).
Análise de Dados
As variáveis abióticas foram sintetizadas através de uma análise de componentes
principais (ACP). A ACP foi baseada em uma matriz de correlação e realizada no programa
Pc-ORD (McCune & Mefford, 1997). Esta análise teve como objetivo visualizar o efeito do
gradiente espacial promovido pelo lançamento de efluentes urbanos na HAI e gradiente
temporal ao longo das quatro semanas amostradas.
Para analisar a relação entre os dados abióticos e a densidade de diatomáceas,
inicialmente, foi utilizada uma análise de correspondência retificada (Detrended
correspondence analysis - DCA) para calcular o máximo de quantidade de variação nos dados
das diatomáceas. O valor do comprimento do gradiente (3,1 SD no primeiro eixo) obtido na
DCA determinou que uma técnica baseada em um modelo de resposta unimodal seria mais
apropriado (ter Braak & Prentice, 1988). Uma análise de correlação canônica (ACC) foi
utilizada, então, para avaliar a relação entre as variáveis biótica e abióticas. Os dados bióticos
utilizados na ACC foram compostos pelas espécies de diatomáceas que estiveram presentes em
pelo menos 3 amostras e representaram pelo menos 1% da densidade total em pelo menos uma
das amostras analisadas (Bellinger et al. 2006). A ACC é uma técnica de ordenação que
37
seleciona as combinações das variáveis ambientais que maximizam a dispersão das espécies
(Jongman et al. 1995). A hipótese nula de existência de correlação significativa entre as
matrizes (biótica e abiótica) foi testada através do procedimento de Monte Carlo.
As linhas das variáveis ambientais foram alocadas randomicamente e a ACC foi
calculada. Para a realização da ACC foram utilizadas 1000 randomizações, resultados de linhas
e colunas padronizadas por Centralização e Normalização e os resultados para o gráfico foram
derivados das espécies, pois, segundo Oksanen et al. (2007), este método é mais robusto aos
ruídos existentes na amostragem. A escala usada para a confecção dos gráficos foi a de
resultados originais, para evitar a distorção da relação entre a distância de ordenação e a
similaridade das amostras o que resulta em um “r2” menor. Todas as análises foram realizadas
no programa RStudio (Version 0.99.903 – © 2009-2016 RStudio, Inc.).
Para definição das espécies indicadoras de cada região de amostragem (LAI, IAI e HAI)
foi utilizado o método do valor indicador (IndVal; Dufrêne & Legendre 1997). O IndVal é um
método simples e útil para identificar conjuntos de espécies que caracterizam grupos de
amostras (Dufrêne & Legendre, 1997). A originalidade deste método reside na forma como ele
combina informações sobre a especificidade e a fidelidade de ocorrência de uma espécie em
um grupo particular. Produz valores indicadores para cada espécie em cada grupo expresso
como o produto da especificidade e fidelidade.
Portanto, as espécies indicadoras são definidas como as espécies mais características
de cada grupo. O método deriva indicadores de qualquer classificação do sítio. A significância
estatística dos valores dos indicadores de espécies é avaliada através de um procedimento de
randomização. O valor indicador atinge seu máximo quando todos os indivíduos de uma
espécie são encontrados em um único grupo de amostras (alta especificidade) e quando a
espécie ocorre em todos os locais desse grupo (alta fidelidade) (Dufrêne & Legendre, 1997). O
IndVal foi calculado para diatomáceas e deste cálculo derivou-se as espécies indicadoras para
cada região de amostragem. Os cálculos de IndVal foram realizados no programa Pc-ORD
(McCune & Mefford, 1997).
Resultados
Características abióticas da água
Na Tabela 1 estão apresentados de forma sumarizada os valores encontrados para as
características abióticas da água. Os três primeiros componentes principais explicaram 60% da
variação total. O primeiro componente (xx%) evidenciou a variação anual das variáveis
38
abióticas. As variáveis que influenciaram a formação do primeiro eixo foram pH, OD, COND
e TURB. O primeiro eixo da ACP separou os dados em dois grandes grupos, um formado pelas
amostras realizadas em 2013, estas foram caracterizadas por apresentarem maiores valores de
COND, e menores valores de OD e pH. Por outro lado, as amostras realizadas em 2014
apresentaram comportamento contrário para as três variáveis mencionadas anteriormente.
O segundo componente principal esteve relacionado com a variação temporal dentro de
cada ano, ou seja, evidenciou a variação semanal das variáveis. As variáveis que contribuíram
para a formação do segundo eixo foram NO2, NO3 e PO4 e estiveram relacionadas à formação
de um grupo composto pelas amostras realizadas nas duas primeiras semanas de amostragem,
que apresentou maiores valores de NO2 e NO3; outro grupo formado pelas amostras realizadas
nas semanas 3 e 4 apresentou valores opostos para o conjunto de variáveis, independente do
ano de amostragem.
39
Tabela 1: Sumário apresentando os valores médios das características abióticas da água ao longo do baixo rio Negro nos anos de 2013 e 2014 durante o período de cheia. Códigos: Grad. Antrop.: Gradiente Antrópico; OD: oxigênio dissolvido; COND: condutividade elétrica; TEMP: temperatura; NO2: nitrito; NO3: nitrato; TP: fósforo total; PO4: ortofosfato; TURB: turbidez. Códigos: LAI – região de baixa inflência antrópica; IAI – Região de Influência Antrópica Intermediária; HAI – Região de Alta Inflência Antrópica.
Ano Grad.
Antrop. Estação
OD (mg/L)
COND (µ.S-1)
TEMP (oC)
NO2 (mg/L)
NO3 (mg/L)
TP (mg/L)
PO4 (mg/L)
TURB
2013
LAI St.1 5.75 23.30 28.87 0.06 0.46 1.40 0.40 6.98
LAI St.2 5.19 24.66 28.89 0.04 0.09 0.53 0.51 2.16
LAI St.3 4.39 25.60 29.62 0.07 0.20 1.42 0.78 0.46
LAI St.4 4.56 25.31 29.83 0.04 0.09 0.33 0.48 4.79
IAI St.5 4.41 26.16 29.48 0.02 0.10 1.37 0.46 1.49
IAI St.6 4.16 26.47 30.03 0.04 0.19 0.47 0.88 1.42
IAI St.7 4.31 25.82 29.87 0.05 0.16 1.19 0.81 0.87
IAI St.8 4.51 26.76 29.23 0.04 0.17 0.63 0.61 0.91
HAI St.9 4.56 27.31 28.90 0.04 0.12 0.96 0.40 0.69
HAI St.10 4.44 48.70 30.07 0.05 0.13 0.93 0.78 0.88
HAI St.11 4.72 34.30 29.33 0.05 0.16 0.45 0.81 0.83
HAI St.12 4.41 28.25 30.05 0.04 0.17 0.31 0.52 0.06
2014
LAI St.1 8.50 17.88 30.43 0.02 0.04 1.65 0.10 4.29
LAI St.2 8.50 18.98 30.45 0.02 0.07 1.90 0.09 6.86
LAI St.3 9.00 18.78 30.43 0.02 0.08 1.88 0.02 1.93
LAI St.4 8.75 18.65 30.80 0.02 0.19 1.66 0.17 7.27
IAI St.5 9.00 18.95 30.28 0.02 0.07 1.21 0.05 2.27
IAI St.6 8.25 19.00 30.20 0.03 0.35 2.37 0.18 35.16
IAI St.7 8.50 18.05 30.30 0.02 0.16 1.07 0.01 0.64
IAI St.8 8.75 19.18 29.75 0.02 0.13 0.95 0.03 4.83
HAI St.9 8.67 19.40 29.43 0.02 0.16 1.54 0.14 0.71
HAI St.10 8.25 28.75 29.73 0.04 0.10 1.35 0.13 1.94
HAI St.11 8.00 25.23 29.23 0.04 0.12 1.92 0.23 5.16
40
HAI St.12 8.25 20.03 30.45 0.02 0.12 1.10 0.10 2.10
41
Finalmente, o terceiro eixo evidenciou a variação espacial entre as regiões de amostragem
(LAI, IAI, HAI). As variáveis que contribuíram para a formação do terceiro eixo foram pH,
COND, e TP. Este separou os dados em três grupos de acordo com o gradiente de impacto
antrópico. O grupo 1 formado pelas amostras obtidas em LAI apresentou os menores valores de
pH, COND e TP. O grupo 2 composto pelas amostras realizadas em IAI que apresentou valores
intermediários das variáveis acima citadas. E o grupo três que reuniu as amostras realizadas em
HAI e apresentou os maiores valore de pH, COND e TP. Os valores de correlação das
características abióticas do rio Negro com os três primeiros eixos do ACP estão apresentados na
Tabela 2.
Tabela 2: Correlação das características abióticas do rio Negro com os três primeiros eixos do ACP. COND: condutividade elétrica; OD: oxigênio dissolvido; TEMP: temperatura, NO2: nitrito; NO3: nitrato; TP: fósforo total; PO4: Ortofosfato; TURB: turbidez. Coeficientes em negrito são importantes para a formação do componente.
Variáveis Eixo 1 (32%)*
Eixo 2 (16%)*
Eixo 3 (12%)*
pH 0,766 -0,144 0,406
OD 0.873 -0.069 0.269
COND -0.830 0.134 0.294
TEMP 0.509 -0.218 -0.062
NO2 -0.498 -0.664 0.210
NO3 -0.083 -0.807 -0.011
TP 0.379 -0.366 0.413
PO4 -0.449 -0.373 0.083
TURB 0.512 -0.360 -0.091 * porcentagem de explicação da variação em cada eixo.
Composição das Diatomáceas e espécies indicadoras
Assim como para as variáveis abióticas para a assembleia de diatomáceas foram
analisadas 96 amostras. Um total de 70 táxons foi reportado para o baixo rio Negro. Destes, 55
(79%) foram identificados em nível específico; 7 (10%) foram identificados em nível genérico; 5
(7%) foram identificados como tendo afinidade (aff.) por alguma espécie descrita e, portanto, de
identidade dúbia; 3 (3%) são apresentadas como possíveis novas espécies, destas uma já foi
descrita no capítulo 4 desta tese.
No cômputo geral, a riqueza média de táxons por amostra foi de 10 táxons. A maior
riqueza foi encontrada na estação 1 na terceira semana de amostragem de 2014. A estação um está
inserida na LAI, próxima a Reserva de Desenvolvimento Sustentável do Tupé (RDS Tupé) onde
foram inventariados 19 táxons. Por outro lado, a menor riqueza (4 táxons) foi observada na estação
42
10, na terceira semana de amostragem em 2014. A estação 10, por sua vez, está inserida na HAI,
mais especificamente, está situada na confluência do igarapé do São Raimundo com o rio Negro.
Em média nenhum dos atributos amostrados apresentou grandes variações entre as áreas de
amostragem (LAI, IAI, HAI) como pode ser observado na tabela 3.
Tabela 3. Média e valores mínimos e máximos dos atributos da assembleia de diatomáceas na região do baixo rio Negro. Códigos: LAI – região de baixa inflência antrópica; IAI – Região de Influência Antrópica Intermediária;
HAI – Região de Alta Inflência Antrópica.
Ano da
Coleta
Área de Amostragem
LAI IAI HAI
Atributos Média Mínimo Máximo Média Mínimo Máximo Média Mínimo Máximo
2013
Riqueza (S) 13.19 8.00 18.00 11.06 8.00 15.00 11.94 6.00 24.00
Dominância (D)
0.31 0.16 0.48 0.32 0.16 0.52 0.30 0.13 0.86
Shannon (H') (bits ind-1)
1.63 1.22 2.20 1.55 1.17 2.05 1.65 0.38 2.48
Equitabilidade (J) (%)
0.64 0.44 0.77 0.65 0.51 0.84 0.67 0.21 0.85
2014
Riqueza (S) 12.69 8.00 19.00 11.88 4.00 19.00 12.56 7.00 20.00
Dominância (D)
0.26 0.52 0.14 0.30 0.15 0.79 0.30 0.11 0.60
Shannon (H') (bits ind-1)
1.78 2.38 1.19 1.63 0.52 2.22 1.64 0.72 2.50
Equitabilidade (J) (%)
0.71 0.86 0.45 0.68 0.27 0.80 0.65 0.37 0.83
No que se refere a composição florística a família Eunotiaceae, com 30 espécies, destaca-
se dentre os principais componentes, sendo seguida, por Pinnulariaceae (8) e Cymbellaceae (6).
Estas três famílias somadas representaram 63% das espécies encontradas.
Dentre os 26 gêneros encontrados, destaca-se o elevado número de espécies de Eunotia
Ehrenberg com relação aos demais, que esteve representado por 27 espécies (39%). O segundo
gênero com maior riqueza específica foi Pinnularia Ehrenberg com 8 espécies identificadas (12%)
como pode ser observado na Figura 2.
43
Figura 2: Riqueza de espécies (S=70) distribuídas entre as 16 famílias taxonômicas quantificadas nas 96 amostras
perifíticas.
Das mais de 39.000 valvas identificadas, 75% foram de Eunotia. Pode se afirmar então
que a cada 10 células encontradas na região do baixo rio Negro sete são de Eunotia. O segundo
gênero com maior contribuição foi Luticola que dominou as amostras realizadas na HAI, mais,
precisamente, nos pontos 10 e 11. Destacaram-se ainda Encyonopsis Krammer, Frustulia
Rabenhorst, Fragilariforma D.M. Williams & Round, Sellaphora Mereschkowsky e
Gomphonema Cleve.
No inventário realizado nas 96 amostras 11 espécies apresentaram uma frequência de
ocorrência maior que 50%, 18 táxons apresentaram frequência de ocorrência entre 10 e 50%,
enquanto que 44 espécies ocorreram em menos de 10% das amostras. Eunotia amazonica Almeida
& C.E. Wetzel (submetido, Almeida et al. 2017) foi mais frequente, ocorrendo em 92% das
amostras, seguida por Eunotia intrincans Metzeltin & Lange-Bertalot que ocorreu em 88% das
amostras. No que se refere a abundância relativa a espécie que mais se destacou foi Luticola
goeppertiana (Bleisch ex Rabenhorst) D.G.Mann chegando a atingir 100% da abundância na
amostra realizada na HAI na estação 10 durante a segunda semana de amostragem em 2013,
seguida de Eunotia amazonica que atingiu 95% da abundância relativa total na amostra realizada
44
na estação 6 durante a quarta semana de amostragem em 2014. Outras espécies que atingiram altas
abundâncias relativas foram Sellaphora nigri (De Notaris) C.E.Wetzel & L.Ector (92%, Estação
10, na semana 3/2014), Eunotia intrincans (81%, Estação 5, na semana 3/2013), Eunotia
rabenhorstiana (Grunow) Hustedt (77%, Estação 2, na semana 4/2014).
O teste de Monte Carlo (tabela 4) indicou que somente o primeiro eixo derivado da ACC
com as 34 espécies mais representativas (espécies que apresentaram pelo menos 1% de abundância
relativa em, pelo menos, três amostras) e as variáveis ambientais foi significativo e explicou 10%
da variação total encontrada nos dados. NO2, NO3 e PO4 foram correlacionados positivamente
com o primeiro eixo, pH, OD e TP, por outro lado, foram correlacionados negativamente com o
mesmo (tabela 5).
Tabela 4: Dados estatísticos do teste de Monte Carlo correlações espécies x variáveis ambientais para no baixo rio Negro no período de cheia em 2013 e 2014.
Eixos Dados reais
Dados randomizados (1000 randomizações)
Correlações spp x variáveis ambientais
média mínimo máximo p
1 0,596 0,476 0,330 0,697 0,038
2 0,638 0,492 0,324 0,710 **
3 0,444 0,456 0,292 0,625 ** **Os valores de p não foram reportados para os eixos 2 e 3 porque o uso de um teste de randomização simples poderia gerar um vies nestes valores, neste caso, o resultado sem vies indica significância estatistica apenas para eixo 1.
Tabela 5: Coeficiente de correlação “intra-set" da matriz das variáveis ambientais x eixo (os resultados foram apresentados somente para o primeiro eixo, tendo em vista, que somente este foi significativo).
Variáveis Eixo 1
pH -0,603
Oxigênio dissolvido -0,440
Condutividade Elétrica 0,296
Temperatura 0,330
Nitrato 0,526
Nitrito 0,576
Fósfoto total -0,330
Ortofosfato 0,401
Turbidez 0,250
Os resultados derivados da ACC (figura 3) evidenciaram um padrão de distribuição da
composição das diatomáceas predominantemente espacial, com a formação de três grupos
distintos:
45
O grupo 1 composto por espécies que assumiram valores negativos no eixo 1 da ACC
(menores que -0,50) e estiveram mais associadas a HAI (a média dos valores no eixo da ACC das
estações que compõem a HAI foi -0,80) que apresentou maiores valores de pH, OD, TP e TURB.
As espécies associdas a este grupo foram: Stephanodiscus cf. medius Håkansson, Discostella cf.
stelligera (Cleve & Grunow) Houk & Klee, Sellaphora nigri, Gomphonema parvulum (Kützing)
Kützing, Luticola goeppertiana, Pinnularia subcapitata W.Gregory, Nitzschia palea (Kützing)
W.Smith, Eunotia botulitropica C.E. Wetzel & L.F. Costa e Luticola permuticoides Metzeltin &
Lange-Bertalot.
O grupo 2, composto por espécies que assumiram valores no eixo da ACC que variaram
entre-0,50 e 0,50, este grupo de espécies esteve mais associado a IAI (a média dos valores no eixo
da ACC das estações que compõem a IAI foi 0,27) que apresentou valores intermediários para as
variáveis amostradas. No entanto, é importante destacar que muitas das espécies presentes neste
grupo tiveram uma ampla distribuição na região de amostragem deste trabalho, ou seja, não
estiveram restritas apenas a IAI, como por exemplo Eunotia amazonica que ocorreu em 92% das
amostras, porém, sua abundância relativa variou entre as áreas de amostragem sendo que os
maiores valores estiveram associados a IAI (estação 6) como já reportado acima. As espécies
associadas a este grupo foram: Pinnularia brauniana (Grunow) Studnicka, Eunotia aff.
subarcuatoides Alles, Nörpel & Lange-Bertalot, Encyonema ponteanum Krammer, Eunotia
mucophila (Lange-Bertalot, Nörpel-Schempp & Alles) Lange-Bertalot, Eunotia amazonica,
Encyonopsis frequentis Krammer, Eunotia acutinasuta Metzeltin & Lange-Bertalot, Eunotia
rabenhorstiana, Eunotia charlesii Metzeltin & Lange-Bertalot, Frustulia saxoneotropica
Metzeltin & Lange-Bertalot, Encyonema anguste-capitatum Krammer, Eunotia parasiolii
Metzeltin & Lange-Bertalot, Eunotia pseudoserra P.E.De Oliveira & M.Steinitz-Kannan, Eunotia
intrincans Lange-Bertalot & Metzeltin, Eunotia hillae Metzeltin & Lange-Bertalote Aulacoseira
granulata (Ehrenberg) Simonsen.
Grupo 3 foi composto por espécies que assumiram valores acima de 0,50 no eixo 1 da
ACC, este grupo de espécies esteve associado a LAI (a média dos valores no eixo da ACC das
estações que compõem a LAI foi 0,56) que apresentou maiores valores de NO2, NO3 e PO4. As
espécies que compuseram este grupo foram: Actinella brasiliensis Grunow in Van Heurck, Nupela
46
tristis (Krasske) Lange-Bertalot, Eunotia camburnii Metzeltin & Lange-Bertalot, Gomphonema
archaevibrio Lange-Bertalot & Reichardt; Eunotia sp.3; Eunotia sp.2.
Figura 3: Análise de correspondência canônica (ACC) aplicada sobre as variáveis ambientais e abundância relativa. Os pontos indicam os valores de cada espécie no eixo 1 da ACC; As cruzes indicam os valores médios (média calculada dos “scores” dos pontos gerados na ACC) de cada área de amostragem no eixo 1 da ACC; As setas indicam o tipo de correlação (se positiva ou negativa) das variáveis ambientais com o eixo 1 da ACC. Os códigos para as espécies são: STME: Stephanodiscus cf. medius; DIST: Discostella cf. stelligera; SNIG: Sellaphora nigrii; GOPA: Gomphonema parvulum; LUGO: Luticola goeppertiana; PISU: Pinnularia subcapitata; NIPA: Nitzschia palea; EUBO: Eunotia botuliformes; LUPE: Luticola permuticoides; PIBR: Pinnularia brauniana; EUSU: Eunotia aff. subarcuatoides; ENPO: Encyonema ponteanum; EUMU: Eunotia mucophila; EUAM: Eunotia amazonica; ENFR: Encyonopsis frequentis; EUAC: Eunotia acutinasuta; ACBR: Aulacoseira granulata; EURA: Eunotia rabenhorstiana; EUCH: Eunotia charlesii; FRUS: Frustulia saxoneotropica; ENAU: Encyonema anguste-capitatum; EUPA: Eunotia parasiolii; EUPS: Eunotia pseudoserra; EUIN: Eunotia intrincans; EUBI: Eunotia bilunares; EUHI: Eunotia hillae; AUGR: Actinella brasiliensis; NUTR: Nupela tristis; EUCA: Eunotia camburnii; GOAR: Gomphonema archevibrio; EUSP3: Eunotia sp.3; EUSP2: Eunotia sp.2. Códigos para as variáveis ambientais: NO2: Nitrato; NO3: Nitrito; PO4: Ortofosfato; pH: Potencial Hidrogeniônico; OD: Oxigênio Dissolvido; TP: Fósforo Total; TURB: Turbidez. Códigos para as áreas de amostragem são: LAI: área de baixa influência antrópica; IAI: área de influência antrópica intermediária; HAI: área de alta influência antrópica.
A análise das espécies indicadoras mostrou que alguns táxons não foram restritos à uma
única região de amostragem (Tabela 6). O valor indicador varia de 0% para táxons que tem a
mesma ocorrência e abundância em todas regiões de amostragem à 100% para táxons que estão
restritos a uma única região de amostragem. Entretanto, algumas espécies tendem a preferir uma
das regiões de amostragem dado o seu alto valor indicador nesta região. A especificidade foi mais
alta para LAI, quando comparada as outras duas regiões de amostragem (HAI e IAI).
-2.500
-2.000
-1.500
-1.000
-0.500
0.000
0.500
1.000
1.500
STM
ED
IST
EOM
IG
OP
ALU
GO
PIS
UN
IPA
EUB
OLU
PE
PIB
REU
SUEN
PO
EUM
UEU
AM
ENFR
EUA
CEU
RA
EUC
HFR
US
ENA
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EUP
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GR
NU
TREU
CA
GO
AR
EUSP
3EU
SP2
EIX
O 1
-A
CC
HAI
IAI
LAI
pHODTPTURB
NO2
NO3
PO4
Táxons
SNIG
47
Tabela 6: Valor indicador de espécies de diatomáceas caracterizando as três regiões de amostragem. Os maiores
valores indicadores para cada espécie estão destacados negrito, bem como, os valores de p que apresentaram
significância estatistica (nível de significância 0,1). Códigos: LAI – região de baixa inflência antrópica; IAI –
Região de Influência Antrópica Intermediária; HAI – Região de Alta Inflência Antrópica.
Táxons Valor Indicador (%)
valor de p LAI IAI HAI
Achnantidium minutissimum (Kützing) Czarnecki 0 3 0 1.00
Actinella brasiliensis Grunow 39 1 0 0.00
Actinella pararobusta Metzeltin & Lange-Bertalot 4 0 0 0.33
Amphora delphinea L.W.Bailey 4 0 0 0.32
Asterionella formosa Hassall 4 0 0 0.33
Aulacoseira herzogii (Lemmermann) Simonsen 4 0 0 0.32
Cymbellopsis metzeltinii Krammer 7 0 0 0.10
Disclotella cf. stelligera (Cleve & Grunow) Houk & Klee 0 0 10 0.07
Encyonema anguste-capitatumKrammer 21 1 0 0.01
Eunotia femoriforme (Patrick) Hustedt 0 3 0 1.00
Eunotia flowerii Metzeltin & Lange-Bertalot 4 0 0 0.33
Eunotia hillae Metzeltin & Lange-Bertalot 6 0 12 0.20
Eunotia inspectabilis Metzeltin & Lange-Bertalot 3 0 0 0.45
Eunotia meridiana Metzeltin & Lange-Bertalot 4 0 0 0.31
Eunotia schneideri Metzeltin & Lange-Bertalot 12 0 2 0.07
Eunotia aff. subarcuatoides Alles, Nörpel & Lange-Bert. 0 9 0 0.09
Eunotia amazonica nom. prov. 14 2 0 0.11
Eunotia sp.1 7 0 0 0.10
Eunotia sp.2 4 0 0 0.32
Eunotia sp.3 4 0 0 0.32
Eunotia sp.4 0 3 0 1.00
Eunotia sp.5 0 3 0 1.00
Frustulia acidophilissima Wydrzycka & Lange-Bertalot 7 0 0 0.10
Hantzschia amphioxys(Ehrenberg) Grunow 0 7 0 0.33
Luticula permuticoides Metzeltin & Lange-Bertalot 0 1 20 0.02
Neidium sp. 5 1 0 0.18
Nitzschia amphibia Grunow 0 3 0 1.00
Nitzschia intermedia Hantzsch 0 3 0 1.00
Nupela cf. tristis (Krasske) Lange-Bertalot 7 2 1 0.53
Nupela torganiae P.Tremarin & T.Ludwig 4 0 0 0.33
Pinnularia acrosphaeria W.Smith 0 0 3 0.67
Pinnularia brauniana (Grunow) Studnicka 2 0 13 0.07
Pinnularia cf. pisciculus Ehrenberg 0 3 0 1.00
Pinnularia microflamma Metzeltin & Lange-Bertalot 0 0 3 0.67
Pinnularia microstauron (Ehrenberg) Cleve 0 0 3 0.67
Pinnularia obscura Krasske 4 0 0 0.33
48
Táxons Valor Indicador (%)
valor de p LAI IAI HAI
Pinnularia subbacillum Metzeltin & Krammer 0 3 0 1.00
Placoneis tersa (Hust.) D.Metzeltin & Lange-Bertalot 4 0 0 0.32
Sellaphora pseudoarvensis (Hust.) C.E.Wetzel & L.Ector 0 0 7 0.21
Surirella sp.1 4 0 0 0.33
Total do número de spp. com maior valor indicador 22 10 7
As espécies Actinella brasiliensis, Encyonema anguste-capitatum, Eunotia schneideri,
Eunotia amazonica, Eunotia sp.1, Frustulia acidophilissima, Neidium sp. foram
significativamente (p<0,1) associadas a LAI. A espécie Eunotia aff. subarcuatoides foi
significativamente (p<0,1) associada a IAI e Disclotella cf. stelligera, Eunotia hillae, Luticola
permuticoides e Pinnularia brauniana foram alta e significativamente (p<0,1) associadas a HAI.
As espécies indicadoras Actinella brasiliensis (indicadora de LAI), Eunotia aff. subarcuatoides
(indicadora de IAI), Disclotella cf. stelligera, Luticula permuticoides (indicadoras de HAI)
tiveram o mesmo comportamento, no que diz respeito as preferências pela região de amostragem,
evidenciado na ACC.
Discussão
Por meio das análises dos dados abióticos foi possível observar que dependendo da variável
que se considera, esta responderá, exclusivamente, ao padrão de variação anual, sofrendo,
portanto, maior influência da variação do nível da água e das diferenças particulares de cada ano
(OD). Por outro lado, as variáveis NO2 e NO3 sofreram maior influência do padrão semanal, ou
seja, possuíram maior variação entre as semanas de amostragem do que entre os anos de
amostragem, o que demonstra um comportamento muito dinâmico dos compostos no rio Negro.
Os valores de TP foram melhores descritores do gradiente de influência antrópica, previamente,
definido. E por fim, os valores de COND e pH, responderam tanto ao padrão de variação anual,
quanto ao padrão de variação espacial (gradiente de influência antrópica previamente definido).
O padrão anual de comportamento do OD, com uma diferença bem acentuada entre os dois
anos de amostragem (2013 e 2014) pode ter ocorrido em primeiro lugar pelo maior volume de
água em 2014, neste ano a profundidade do rio era um metro a mais do que a profundidade na
49
mesma época de amostragem no ano de 2013. Com um maior volume de água há maior diluição
dos poluentes incluindo matéria orgânica, e desta maneira, isto pode ter interferido diminuído a
demanda bioquímica de oxigênio (DBO). Em média, os valores de OD foram maiores do que
aqueles observados no médio rio Negro por Tavares-Dias et al. (2010) (1,2 a 2,9 mg/L) e foram
semelhantes aos observados no igarapé do Tarumã-Açu que variaram entre 6 e 7,28 mg/L (Melo
et al. 2005).
Os maiores valores de COND foram observados nos pontos inseridos na HAI,
especialmente, nas estações 10 (S10) e 11 (S11). Estas estações possuem uma grande influência
das águas dos igarapés do São Raimundo (S10) e do Educandos (Altos valores dS11), que drenam
efluentes de esgoto da área urbana de Manaus. Neste sentido os valores de COND parecem ter
sido diretamente influenciados pelas águas de tais igarapés. Segundo Melo et al. (2005) os valores
de COND nos igarapés do São Raimundo e Educandos oscilaram entre 134,0 a 267, µS.cm-1,
indicando influência antrópica. Estes igarapés deságuam diretamente no rio Negro sem nenhum
tipo de tratamento, trazendo grande quantidade de matéria orgânica, sedimentos e nutrientes que
possivelmente alteraram os valores de COND no rio. Altos valores de COND associados ao rio
Negro na orla de Manaus, também, foram relatados por Pinto et al. (2009). Os menores valores de
condutividade estiveram associados a LAI e foram semelhantes aos observados por Kuchler et al.
(2000) em algumas estações de amostragem próximas ao rio Negro, Aprile & Mera (2007) em
pontos com baixa influencia antrópica em um rio de águas pretas no município de Presidente
Figueiredo (rio Urubui), aos observados no igarapé do Tarumã, em regiões de baixa influencia
antrópica (Santos et al. 2006).
Os valores de pH tiveram um comportamento semelhante ao da COND, possuindo valores
mais elevados associados a HAI e menores valores associados a LAI. As águas pretas amazônicas
possuem, naturalmente, valores de pH ácidos, devido, entre outros fatores, a presença dos ácidos
húmicos (Furch & Junk 1997, Darwich et al. 2005), portanto, alterações nestes valores podem ser
indícios de influência antrópica, e de fato, foi o observado neste trabalho.
Por outro lado, os valores de NO2 e NO3 não apresentaram padrão espacial sendo
influenciados mais fortemente pela variação do nível da água por meio da diluição destes
nutrientes, neste sentido foram observados maiores valores de NO3 e NO2 nas duas primeiras
semanas de amostragem em ambos os anos (2013 e 2014).Valores semelhantes para ambas as
50
variáveis também foram observados no rio Urubui - rio de águas pretas em Presidente Figueiredo
– AM – (Aprile & Mera, 2007) e por Cunha et. al. (2014) na mesma região de amostragem deste
trabalho.
Os valores de TP, assim como os de COND e pH, apresentaram um padrão de variação
espacial, respondendo ao gradiente de influência antrópica, previamente, definido. Os maiores
valores desta variável foram observados na HAI. Estes resultados podem estar relacionados ao
esgoto urbano que desagua nesta região, bem como, a carga de poluentes presentes nas águas de
drenagem pluvial que segundo Weeks (1981) pode conter até 15% do fósforo obtido do esgoto
tratado.
De acordo com os resultados obtidos neste trabalho parece que a composição taxonômica,
bem como, a abundância relativa são válidas e úteis para inferir sobre as condições locais da
qualidade de água em sistemas tropicais (Bellinger et al. 2006). Bacias hidrográficas com reduzida
cobertura florestal, normalmente, apresentam um aumento a jusante na carga de nutrientes,
especialmente, naquelas com maior intensidade no uso do solo, acarretando uma mudança na
composição da assembleia de algas, onde algas tolerantes a poluição substituem algas mais
sensíveis (Biggs 1996; Kelly & Whitton 1998), estes resultados foram, claramente, observados
neste estudo.
Os valores médios de diversidade (Shannon & Weaver, 1963) não foram uteis para
distinguir entre as áreas de maior e menor influência antrópica, tendo em vista, que os valores
máximos encontrados para esta métrica foram bastante semelhantes entre as áreas de amostragem
(tabela 3). A riqueza de espécies é geralmente associada a ambientes com baixa pertubação
antrópica, mas tem sido mostrado que menores distúrbios podem aumentar a riqueza e diversidade
(Lowe & Pan 1996, Juttner et al. 2003) ou pode ser que não haja diferenças apesar de uma forte
perturbação humana (Juttner et al. 1996). Neste estudo, os valores médios de riqueza, assim como
de diversidade, não foram úteis para distinguir o gradiente de poluição, tendo em vista, que os
valores médios de ambas as métricas foram semelhantes entre as regioes de amostragem (LAI,
IAI, HAI). A diversidade como parâmetro para avaliar qualidade de água tem sido muito criticada,
pois a mesma pode ser fortemente influenciada pelo número de espécies.
51
A relação entre os fatores ambientais e a assembleia de diatomáceas identificadas ao longo
da área estudada, por meio da ACC, mostrou que assembleias específicas de diatomáceas tiveram
associações diferentes entre as áreas dentro do gradiente previamente definido, o mesmo
comportamento, também foi observado por Potapova e Charles (2003) em um estudo realizado em
vários rios na América do Norte. Em estudos realizados em rios do Vietnã, Doung et al. (2006)
também observaram o mesmo comportamento evidenciado neste trabalho. A análise de ACC
demonstrou relação entre a assembleia de diatomáceas e as características físico-químicas em
ambientes aquáticos na Colômbia (Castro-Roa & Pinilla-Agudelo 2014). A assembleia de
diatomáceas foi sensível a um gradiente de poluição em dois igarapés situados na cidade de
Maringá, sul do Brasil (Moresco & Rodrigues 2014). Winter & Duthie (2000) observaram que a
diferença na assembleia de diatomáceas perifíticas ao longo de um gradiente urbano-rural esteve,
principalmente, relacionada com as concentrações de TP e nitrogênio total (TN). Ndiritu et al.
(2006) encontrou diferenças nas assembleias de diatomáceas perifiticas também associadas a
influência antrópica. Triest et al. (2012) encontraram uma forte influência das variáveis fisico-
químicas e a variação da assembleia de diatomáceas sendo as variáveis COND e TURB as que
mais influenciaram para o surgimento de tais diferenças.
Fatores que são frequentemente indicados como importantes para a distribuição e
abundância de algas perifíticas tais como TP (Winter & Duthie 2000; Triest et al. 2012), pH
(Walker & Pan, 2006; Bere & Tundisi 2011; Castro-Roa & Pinilla-Agudelo, 2014) TURB
(Bellinger et al. 2006; Nardelli et al. 2016) também, tiveram neste trabalho influência na separação
da assembleia perifítica influenciando a sua distribuição ao longo das áreas de amostragem (HAI,
LAI e IAI).
As espécies encontradas como indicadoras de poluição no rio Negro incluiram espécies já
previamente reportadas como indicadoras de eutrofização/poluição orgãnica e são apontadas como
táxons tolerantes ao enriquecimento de nutrientes. Algumas das espécies registradas foram:
Sellaphora nigri; Gomphonema parvulum; Luticola goeppertiana; Nitzschia palea. Todos estes
táxons mundialmente reportados como estando associados a ambientes com influência antrópica
(Duong et al. 2006; Bellinger et al. 2006; Rimet 2009; Bere 2010; Bere, 2014, Moresco &
Rodrigues, 2014, van Dam et al. 1994).
52
Algumas espécies presentes na IAI foram relatadas na literatura como gêneros que não
possuíram correlação com as variáveis fisico-químicas testadas como é o caso do gênero Nupela
(Hermany et al. 2006) e o gênero Gomphonema, a maioria das especies deste gênero apresentadas
no trabalho de van Dam et al. (1994) foram classificadas como mesotróficas, eutróficas ou
tolerantes. Para LAI foram observadas espécies que foram amplamente reportadas como espécies
que possuem preferência por ambientes oligotróficos, tais como: Pinnularia brauniana;
Encyonema ponteanum; Eunotia mucophila; Eunotia amazonica; Encyonopsis frequentis; Eunotia
acutinasuta; Eunotia rabenhorstiana; Eunotia charlesii; Frustulia saxoneotropica; Encyonema
anguste-capitatum; Eunotia parasiolii; Eunotia pseudoserra; Eunotia intrincans; Eunotia hillae;
Aulacoseira granulata (Round 1990, van Dam et al. 1994; Hoffmann 1994; Krammer & Lange-
Bertalot 2000).
As duas estratégias (ACC e IndVal) utilizadas para avaliar os táxons proeminentes para
bioindicação no baixo rio Negro apresentaram associações de espécies semelhantes. O gênero
Luticolla (Luticolla goeppertiana pela ACC e Luticolla permuticoides pelo IndVal) e a espécie
Discostella cf. stelligera foram evidenciadas como espécies indicadoras de eutrofização sendo,
portanto associadas à HAI. Os táxons mencionados acima reportados na literatura como
indicadores de influência antrópica.
A preferência de Discostella cf. stelligera por ambientes que variam entre mesotrófico a
eutróficos, observada neste estudo, também, foi evidenciada em estudos que apresentaram um
levantamento bibliográfico sobre a preferência deste táxon por ambientes eutróficos (Faustino et
al., 2016; Silva, et al., 2010), rios situados nos Estados Unidos (Potapova & Charles, 2007) e rios
do Canadá (Yang & Dickman, 1993). A preferência dos respresentatens do genêro Luticolla,
inventariados neste estudo, pelas áreas de maior influência antrópica (HAI), também, foi observada
em ecossistemas aquáticos em dois córregos da região rural e urbana do município de Maringá,
sul do Brasil (Moresco & Rodrigues, 2013), em rios no Vietnã (Doung, et al., 2006) e no rio Negro
(Wetzel, 2011).
A espécie indicadora de IAI, que possuiu comportamento semelhante tanto na ACC, quanto
no IndVal, foi Eunotia aff. subarcuatoides. Em ambientes aquáticos da Noruega esta espécie
esteve associada a ambientes oligotróficos (van Dam et al., 1994). A maior densidade deste táxon,
também, esteve associada à ambientes com condutividade elétrica baixa (34 μS/cm) no rio Tamoga
53
– Espanha (Ortiz-Lerín & Cambra, 2007). Por outro lado, em estudos realizados no Rio Grande do
Sul esta espécie foi encontrada ocupando ambientes com ampla variação da condutividade elétrica
(36 – 202 μS/cm) e em três lagos situados no sul da cidade de São Paulo foi inventariada em
ambientes que variaram entre oligotróficos e eutróficos (Fonseca et al., 2014). Estas
caracterisiticas corroboram o carater cosmopolita desta espécie (Krammer & Lange-Bertalot 1991)
e sua associação com IAI, que foi uma região de amostragem que apresentou valores da
caracteristicas abióticas intermediários, em algumas estações mais semelhantes a HAI e outras
estaçõa mais semelhantes a LAI (vide: Resultados - Características abióticas dos ambientes
amostrados).
A espécie, significativamente, indicadora de ambiente pristino (LAI - resultados IndVal e
corroborados pela ACC) foi Actinella brasiliensis. Este táxon teve os seus maiores valores
registrados para estação 1 em 2014, tal estação está situada próximo a uma área rica em plantas
áquaticas submersas (Utricularia; Santos-Silva & Couto, 2009), ambiente com condições
semelhantes às encontradas por Marshall (2010) onde este táxon, também, foi reportado. Este
táxon foi, igualmente, inventariado em estudos realizados no lago Cutiuaú - AM (Raupp et al.
2009). Para ambos os ambientes citados foram reportadas condições de oligotrofia (Raupp et al.
2009; Marshall, 2010) assim como as encontradas na estação 1 deste trabalho.
Já há algum tempo as pesquisa que procuram observar as consequências da ocupação do
espaço pelo homem associam a urbanização à poluição dos corpos d’água devido aos esgotos
domésticos, não ou parcialmente tratados, além dos despejos industriais (Bollmann & Marques,
2006). Mais recentemente, além destes, percebeu-se que parte dessa poluição gerada em áreas
urbanas tem origem também no escoamento superficial das águas de chuva sobre áreas
impermeáveis e em redes de drenagem (Tucci, 1995). No entanto não há duvidas de que a descarga
de esgoto urbano (doméstico e industrial) é considerada uma constante fonte de poluição. por
outro, lado o escoamento superficial sofre influência da estação e do clima, ou seja, em épocas
mais chuvosas a contribuição desse efluente é maior (Vega et al., 1998). O presente estudo estudo
das assembleias de diatomáceas perifiticas e sua relação com as características abióticasda água é
um dos únicos trabalhos que reportam esta relação para o baixo rio Negro, especialmente, levando
em consideração um gradiente de influência antrópica.
54
Neste contexto, a analise de ACC demonstrou que a assembleias de diatomáceas refletiu
os impactos da atividade humana no baixo rio Negro. A presença de taxóns de algas tolerantes a
nutrientes, implica em atividades antropogênicas como sendo prejudiciais para esse ambiente e
também reforça a utilidade dos organismos biológicos, especialmente as diatomáceas, como
indicadores que podem ser utilizados para o monitoramento da qualidade da água do rio Negro.
Conclusão
Foi possível observar um efeito do gradiente de poluição sobre as variáveis abióticas o
que influenciou, consequentemente, a distribuição das assembleias de diatomáceas. A variação
espacial da assembleia foi maior do que a temporal, e a influência foi mais pronunciada na HAI
(pontos 10 e 11, principalmente). Os atributos da assembleia (riqueza, diversidade e
equitabilidade) não foram úteis em separar as regiões de amostragem. Por outro lado, a composição
de espécies mostrou ser um atributo robusto para a separação destes ambientes.
As estratégias utilizadas para analisar as espécies indicadoras de cada região de
amostragem (HAI, LAI e IAI) evidenciaram que Luticolla goepertiana (ACC), Luticola
permuticoides (IndVal) e Discostella cf. stelligera foram espécies indicadoras de ambientes de
maior influência antrópica (HAI), que Eunotia aff. subarcuatoides foi mais cosmopolita em sua
distribuição e Actinella brasiliensis foi a espécie indicadora de ambientes de menor influência
antrópica (LAI).
Com este estudo foi possível evidencar que a principal variável que influencia a
distribuição das assembleias de diatomáceas, no baixo rio Negro, é o fósforo total. Além disto foi
possível listar as espécies associadas a cada um dos ambientes, levando se em consideração o
gradiente de influência antrópica contribuindo desta forma com informações mais precisas sobre
a ecologia destas espécies no baixo rio Negro.
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65
Capítulo 2. O uso de algas perifíticas para a avaliação da qualidade da água do baixo rio Negro, Manaus, AM – Brasil: uma análise da influência da poluição urbana.
Almeida, F. F., Eakafaz, A., Santos-Silva, E. N., Ector, L., Bini, L. M., Wetzel, C. E. O uso de algas perifíticas para a avaliação da qualidade da água do baixo rio Negro, Manaus, AM – Brasil: uma análise da influência da poluição urbana. Manuscrito em preparação para a submissão à Water, air and soil pollution ou Hydrobiologia.
66
O uso de algas perifíticas para a avaliação da qualidade da água do baixo rio Negro,
Manaus, AM – Brasil: uma análise da influência da poluição urbana.
Fabiane F. Almeida 1 2 3, Edinaldo Nelson Santos Silva1, Luc Ector2, Luiz Maurício Bini4, Carlos
Eduardo Wetzel2
1 Instituto Nacional de Pesquisas da Amazônia – INPA
2Luxembourg Institute of Science and Technology – LIST
3 Centro Universitário do Norte – UNINORTE
4 Universidade Federal de Goiânia – UFG
67
Resumo
Este estudo teve como objetivo avaliar o pontencial das algas perifíticas na avaliação da qualidade da água do baixo rio Negro. Para tanto 12 estações de amostragem foram distribuídas ao longo de três regiões com diferentes graus de impacto antrópico: 1) Área de baixa influência antrópica (LAI = Low Anthropogenic Influence), a montante da cidade de Manaus; 2) Área de influência antrópica intermediária (IAI= Intermediate Anthropogenic Influence) e 3) área de alta influência antrópica (HAI= High Anthropogenic Influence). Ao longo de quatro semanas consecutivas, nos períodos de cheia de 2013 e 2014, foram amostradas, simultaneamente, variáveis abióticas (pH, concentração de oxigênio dissolvido, temperatura, condutividade elétrica, turbidez, nitrato, nitrito, fósforo total e ortofosfato) e variáveis bióticas (estrutura da assembleia de diatomáceas e de algas perifíticas exceto diatomáceas - algas moles). Uma análise de correlação canônica, os valores das espécies indicadoras e os valores de PIT (Índice Perifítico de Estado Trófico) foram calculados baseados nos dados da estrutura da assembleia de algas moles, posteriormente, se procedeu o cálculo de uma ANOVA one-way com o intuito de se identificar a existência de diferença significativa entre as regiões de amostragem, no que se refere aos valores de PIT. Foram calculados os valores de 15 índices baseados nos dados da estrutura da assembleia de diatomáceas para cada uma das estações de amostragem. Análises de correlação de Pearson e regressão múltipla foram aplicadas com o objetivo de se analisar a relação entre os valores dos índices e os valores das varáveis abióticas, tanto para os índices baseados em diatomáceas, quanto para o índice baseado em algas moles. Dos dos 16 índices testados, cinco apresentaram relação significativa com as variáveis abióticas, todos os cinco foram índices baseados em diatomáceas (IPS, CEE, TDI, IDP, EPI-D). Tanto a ACC quanto o IndVal evidenciaram Batrachospermum spp., Oedogonium spp., Rhizoclonium riparium, Stigeoclonium tenue, Spirogyra spp. como espécies indicadoras de eutrofização. Limitações taxonômicas em ambas as assembleias (diatomáceas e algas moles) foram observadas o que demanda uma cautela na interpretação dos resultados. No entanto, não se pode negligenciar os resultados promissores evidenciados neste trabalho, tendo em vista, que tanto o PIT (algas moles), quanto o IPS, CEE, TDI, IDP, EPI-D (diatomáceas) responderam ao gradiente de poluição previamente delimitado.
Palavras-chaves: Amazônia, Bioindicadores, Índices, Diatomáceas, Algas Moles, Espécies
Indicadoras, rio Negro.
68
Abstract
The goal of this study was to evaluate the potential of periphytic algae for water quality assessment at the lower Negro River. For this purpose, 12 sampling stations were distributed along three regions with different degrees of anthropogenic impact: 1) Low Anthropogenic Influence area (LAI), upstream from the city of Manaus; 2) Intermediate Anthropogenic Influence area (IAI) and 3) High Anthropogenic Influence area (HAI). Abiotic variables (pH, dissolved oxygen concentration, temperature, electrical conductivity, turbidity, nitrate, nitrite, total phosphorus and orthophosphate) and biotic variables (community structure of diatoms and non-diatom periphytic algae - soft algae) were simultaneously sampled for four consecutive weeks at two flood periods (2013 and 2014). A canonical correlation analysis (CCA), the indicator species values (IndVal) and PIT (Peripheral Index of Trophic State) values were calculated based on the soft algal community structure, after which a one-way ANOVA was calculated to identify the existence of a significant difference among sampling regions with regard to PIT values. The values of 15 indices based on the diatom community structure data for each sampling station were calculated. Pearson Correlation and Multiple Regression Analyses were applied with the objective of analyzing the relationship between index values and abiotic variable values, both for diatom-based indices and the index based on soft algae. Of the 16 indices tested, five showed significant relationship with the abiotic variables; all five indices were diatom-based (IPS, CEE, TDI, IDP, EPI-D). ACC and IndVal revealed Batrachospermum spp., Oedogonium spp., Rhizoclonium riparium, Stigeoclonium tenue, Spirogyra spp. as eutrophication indicator species. Taxonomic limitations were observed for both assemblies (diatoms and soft algae), which calls for caution in the interpretation of results. However, the promising results obtained in this study cannot be neglected, since both PIT (soft algae) and IPS, EEC, TDI, IDP, EPI-D (diatoms) responded to the previously delimited pollution gradient.
Key-words: Amazon, Bioindicators, Indices, Diatoms, soft-algae, Indicating Species, Negro
River.
69
Introdução
A intensa utilização do solo para agricultura e urbanização tem impactado os cursos de
água ao redor do mundo, resultando em mudanças fundamentais na estrutura e funcionamento dos
ecossistemas aquáticos (Lavoie et al. 2004). As práticas agrícolas e agropecuárias intensivas, bem
como, o crescimento acelerado e desordenado de grandes centros urbanos tem levado ao
incremento de descargas de efluentes ricos em contaminantes e nutrientes nos cursos de água
promovendo assim a poluição destes ambientes (Skinner et al. 1997). Esta tendência não é
diferente quando se trata da região Amazônica, onde o desmatamento acelerado tem facilitado
significativamente a colonização da bacia, bem como, a instalação de empresas e atividades
agrícolas com consequente fluxo significativo de população (Fearnside 2015, Pfaff et al. 2015).
Esta forte influência antrópica tem alterado a condição oligotrófica associada ao rio
Negro que possui um alto fluxo de água (média anual cerca de 29.000 m3.s-1), sendo o segundo
maior afluente no que diz respeito a descarga no rio Amazonas (Revenga et al., 1998, Goulding et
al. 2003, Latrubesse & Franzinelli 2005), levando a uma descaracterização física, química e
biológica de suas águas (Santos et al. 2006).
Esta situação é ainda mais crítica quando se trata do baixo rio Negro, onde está situada a
cidade de Manaus capital da unidade federativa Amazonas, com aproximadamente dois milhões e
meio de habitantes (IBGE, 2010). Isto porque a área urbana de Manaus abrange quatro bacias
hidrográficas afluentes da região do baixo rio Negro: São Raimundo, Educandos, Tarumã-Açu e
do Puraquequara. As duas primeiras se encontram integralmente dentro da cidade e outras duas
parcialmente inseridas na malha urbana (Santana & Barroncas 2007). Estas microbacias
transformam-se, em vista da ocupação residencial de suas margens e das atividades industriais em
seu entorno, em receptores de resíduos domésticos e industriais e desaguam diretamente no rio
Negro, sem nenhum tratamento trazendo todos os poluentes drenados das áreas urbanas de Manaus
(Pinto et al. 2009).
Assembleias biológicas aquáticas são úteis para o monitoramento e avaliação da qualidade
da água de rios porque elas integram os efeitos das variações naturais e de impactos antropogênicos
(Reavie et al., 2010). As algas perifíticas são indicadores que possuem algumas vantagens sobre
outras assembleias biológicas, pois, são geralmente mais sensíveis as variações dos nutrientes do
que outras assembleias (Brazner et al., 2007) além de serem sésseis e não podem escapar das fontes
de poluição, estando presentes, portanto, antes e depois do impacto (Reavie et al. 2010). A
70
composição taxonômica e estrutura da assembleia de algas têm sindo utilizada há um longo tempo
para avaliar e monitorar os impactos antropogênicos nos ecossistemas aquáticos ao redor do
mundo (Pipp, 1991, Marvan, 1991, Bakhaus, 1991, Coring, 1995, Kelly et al. 1998, Lavoie et al.
2004, Kelly et al. 2008, Ector et al. 2012).
As algas perifíticas podem ser divididas em duas grandes assembleias: aquela composta
pelas diatomáceas (Bacillariophyta) e aquela composta pelas não-diatomáceas (Schneider et al.
2012). Existem várias características taxonômicas que caracterizam os indivíduos dentro das
inúmeras espécies que compõem estas duas grandes assembleias (Round, 1990; Bicudo &
Menezes, 2006), no entanto, a característica principal que difere estas duas assembleias é a
presença de uma frústula de sílica nas Diatomáceas e ausência da mesma nas demais algas
perifíticas. Devido a ausência da frústula de sílica, as não-diatomáceas, também, podem ser
encontradas na literatura sendo denominadas como soft-algae (Porter, 2008, Fetscher et al. 2014,
Stevenson & Smol, 2015) termo em inglês que quer dizer algas moles.
Além das abordagens associadas a taxonomia e estrutura da assembleia de algas perifíticas
para avaliação da qualidade da água, os índices baseados em diatomáceas têm sido amplamente
utilizados há décadas (revisado por Stevenson et al. 2010). O mérito das algas moles como
bioindicadores, também, tem sido observado por muitos investigadores (Fernandez-Piñas et al.
1991; Pipp & Rott 1996; Douterelo et al. 2004; Rusanov et al. 2012; Whitton 2012) e alguns
índices, baseados nestas algas, têm sido descritos (Hill et al. 2000; Griffith et al. 2004; Porter et
al., 2008; Schneider & Lindstrøm, 2011; Fetscher et. al., 2014). No entanto o uso de índices
baseados em algas moles são raros quando comparados àqueles utilizando diatomáceas (Fetscher
et al., 2014). Os motivos pelos quais as algas moles são menos utilizadas para acessar a qualidade
da água estão associados aos desafios taxonômicos que envolvem sua identificação, tendo em
vista, que para algumas espécies se faz necessário o cultivo para a confirmação em nível
taxonômico de espécie, soma-se a isso as limitações metodológicas nas quantificações dos
espécimes (Perona et al., 1998; Kelly et al., 2008; Stancheva et al., 2012).
Pouco tem sido publicado com relação a performance de diatomáceas versus algas moles
ou comparando como os índices baseados somente em um dos grupos de algas se comportam
frente a combinação de informação que deriva de índices que considerem os dois grupos -
diatomáceas e algas moles (Lavoie et al. 2004; Kelly et al. 2008; Schneider et al. 2012, Schneider
71
et al. 2013). A Water Framework Directives (WFD) ou Diretiva Quadro das Aguas preconiza o
uso das diatomáceas como os representantes do fitobentos mais indicados para acessar o estado
ecológico dos corpos de água na Europa (Kelly et al. 2009). No entanto, Schneider et al. (2012)
destacam que é importante a discussão sobre o quão completa é a informação derivada de índices
baseados em uma só assembleia, como é o caso do preconizado pela WFD, isso porque, quando
composição e abundância de espécies de determinada assembleia é similar entre duas estações de
amostragem então o cálculo dos índices baseado nestes dados, também, será similar. Por outro
lado, quando composição e abundância de espécies de diatomáceas, por exemplo, são similares
entre duas estações, mas, composição e abundância de espécies de algas moles, por exemplo, são
diferentes, então a combinação de diatomáceas e algas moles pode dar importante informação
adicional, quando comparado a análise de somente um dos dois grupos de organismos (Kelly et al.
2009; Scheneider et al. 2012; Fetscher et al. 2014; Poikane et al. 2016).
Neste contexto, os objetivos do presente trabalho foram: (1) avaliar o desempenho das
diatomáces como bioindicadores por meio de índices; (2) avaliar o desempenho das algas moles
como bioindicadoras de qualidade de água por meio de sua relação com as variáveis abióticas; (3)
comparar o desempenho das assembléias (diatomáceas e algas moles), para a avaliação da
qualidade da água, bem como, o desempenho da informação derivada das duas assembléis em
conjunto, em outras palavras, quando se analisa a resposta de duas assembleias isso pode me
fornecer um informação adicional importante? (4) por fim, listar as espécies indicadoras de cada
região de amostragem para a assembleias de algas moles.
72
Material e Métodos
Área de Estudo
A bacia do Rio Negro possui uma área de 720.114 km2 que se encontra principalmente
dentro do escudo pré-cambriano. O rio tem uma extensão de pelo menos 1,700 km (Revenga et al.
1998, Goulding et al. 2003, Latrubesse & Franzinelli 2005), com 90% da área de sua bacia estão
localizados no Brasil, 9% na Colômbia e 1% na Guiana Francesa.
Os afluentes de águas negras têm níveis mais elevados de ácidos húmicos (que causam a
sua cor escura) e como se originam nos planaltos muitas vezes arenosos pobres em nutrientes, eles
têm pouco ou nenhum silte ou sólidos dissolvidos (Hedges et al. 1994, Franzinelli & Igreja 2002,
Aucour et al. 2003), com baixa condutividade (10 μS.cm-1) e pH baixo (5,0) (Furch & Junk, 1997).
De acordo, com Küchler et al. (2000) a maioria das amostras da bacia hidrográfica do rio Negro
forma um grupo homogêneo de água preta, distinto das águas brancas do rio Solimões, o principal
afluente do rio Amazonas.
Este estudo foi realizado na região do baixo rio Negro (Figura 1), próximo à cidade de
Manaus (AM), Brasil situado entre 62°W e sua confluência com o Solimões (60oW) (Franzinelli
& Igreja, 2002). Nesta secção, o rio pode medir até 20 km de largura (Ilhas Anavilhanas) e é
limitado por penhascos descontínuos ("falésias"), formado pelos depósitos "Alter do Chão" e pode
atingir até 90 m de profundidade, pouco antes da confluência com o rio Solimões (Franzinelli &
Igreja 1990, Franzinelli & Igreja 2002, Franzinelli 2011). Especialmente, próximo à cidade de
Manaus o rio Negro tem sofrido grandes pressões antropogênicas (capital que possui,
aproximadamente, 1.800 milhões de habitantes) devido à grande quantidade de esgoto sem
tratamento despejado diretamente no rio (Cleto-Filho & Walker 2001, Silva et al. 1999, Horbe et
al. 2005, Pinto et al. 2009).
73
Figura 1: Área de amostragem, localizada à margem esquerda do baixo rio Negro (Manaus, Amazonas-
Brasil). Códigos: LAI – região de baixa inflência antrópica; IAI – Região de Influência Antrópica Intermediária;
HAI – Região de Alta Inflência Antrópica.
Estações e plano de amostragem
Com base nas informações acima, a margem esquerda do rio Negro foi dividido a priori
em três áreas categóricas, cada área representando um grau de potencial impacto antropogênico:
1) Área de baixa influência antrópica (LAI = Low Anthropogenic Influence), a montante da cidade
de Manaus; 2) Área de influência antrópica intermediária (IAI= Intermediate Anthropogenic
Influence), mais perto da área urbanizada, mas, sem afluentes fortemente poluídos e 3) área de alta
influência antrópica (HAI= High Anthropogenic Influence) em frente à cidade de Manaus (Figura
1). Em cada uma dessas áreas foram definidas quatro estações fixas de amostragem.
LAI está localizada entre o Lago Tatu (3º03'10.77 '' S e 60º17'45.30''W) e leste do fluxo de
Tarumã-Mirim (3º01'56.20 ''S e 60º17'32.95''W) (locais S1 a S4) totalizando uma seção transversal
de aproximadamente 14 km. O IAI foi delimitada a oeste pelo igarapé do Tarumã-Mirim
(3º01'56.20 '' S e 60º17'32.95''W) e a leste pelo igarapé do Tarumã-Açu (3º02'42.65 ''S e 60
06'55.36''W) (locais S5 a S8) seção transversal de aproximadamente 6 km de comprimento.
Finalmente, o HAI está localizado entre o Tarumã-Açu (3º02'42.65 '' S e 60 ° 06'55.36''W) e o
porto da Ceasa (3º09'44.59''S e 59 58'44.65''W) (locais S9 a S12). Esta última seção transveral, de
cerca de 20km, é caracterizada por englobar as duas estações com maior poluição orgânica
74
provenientes da cidade de Manaus (S10 e S11). Todas as estações de amostragem estão localizadas
antes da confluência do rio Negro com o rio Solimões.
Em cada uma das áreas acima foram distribuídas quatro estaçoes de amostragem,
totalizando 12 estaçoes. Em cada uma das estaçoes foram retiradas amostras durante dois períodos
de cheia de acordo com Bittencourt & Amadio (2007), em 2013 e 2014, durante quatro semanas
consecutivas totalizando 96 amostras disponíveis para as analises de dados.
Processamento de amostras
Varáveis ambientais
As características da água pH, concentração de oxigênio dissolvido (mg/L), temperatura
(oC) condutividade elétrica (µ.S-1) foram medidas in situ com um medidor portátil Hach HQ40d
(Wissenschaftlich-Technische Werkstätten GmbH, WTW), turbidez também foi mensurada in situ
com o turbidímetro portátil HI 93703. As amostras de água (n=96) para análises dos parâmetros
físico-químicos – nitrato (mg/L), nitrito (mg/L), fósforo total (mg/L) e ortofosfato (mg/L) – foram
colhidas simultaneamente com a amostragem das algas perifíticas e as análises foram realizadas
por fotocolorímetria.
Amostras perifíticas
As amostras perifíticas (n = 96) foram coletadas, principalmente, na floresta inundada. Os
hábitats amostrados incluíram vegetação submersa, raízes da floresta inundada, folhas, folhas em
decomposição e raízes da macrófita Eichornia crassipes (Mart.) Solms. Os substratos foram
lavados em recipientes de polietileno com água destilada para remover os detritos associados e
depois os substratos foram raspados com uma lâmina de aço inoxidável e escova macia. Filamentos
macroscópicos também foram recolhidos, manualmente, e colocados no mesmo frasco com o
material raspado.
Em campo cada uma das 96 amostras foi dividida em três alíquotas de 100 mL: a) Algas
perifíticas - exceto diatomáceas – (algas moles) para fins de análises qualititvas: fixadas com
solução de Transeau (seis partes de água, três partes de etanol 95% e uma parte de formol 40%;
Prescott, 1962); b) Algas perifíticas - exceto diatomáceas – (algas moles) para fins de análises
75
quantitativas: fixadas com lugol acético 1% para análise quantitativa; c) Diatomáceas: fixadas com
solução de Transeau (seis partes de água, três partes de etanol 95% e uma parte de formol 40%;
Prescott, 1962) para análise qualitativa e abundância relativa.
Análise das algas perifíticas – exceto diatomáceas – (algas moles)
As amostras (n=96) de algas moles foram quantificadas usando câmaras de sedimentação
em um microscópio invertido (Utermöhl, 1958) e o tempo de sedimentação seguiu Lund et al.
(1958). As contagens foram realizadas em campos aleatórios até se atingir pelo menos 100
indivíduos da espécie mais comum e de acorodo com a curva de acumulação de espécies (Ferragut
& Bicudo, 2012). O sistema de classificação adotado foi o proposto por Van Den Hoeck et al.
(1993). As amostras (n=96) para as análises qualitativas foram colocadas em uma lâmina de
microscópio e recobertas com uma lamínula e, em seguida, observadas em microscópio de luz
Leica® DMRX com uma objetiva de imersão em óleo de 100x em uma ampliação de 1000x por
meio de seções transversais aleatórias. O número de lâminas a serem analisadas foi definido a cada
amostra de acordo com a curva de rarefação (Ferragut & Bicudo, 2012).
Análises das diatomáceas
Antes da lavagem ácida das amostras, elas foram colocadas em uma lâmina de microscópio
e recobertas com uma lamínula e, em seguida, observadas em 200x e 400x. Em seguida, sub-
amostras a partir do material fixado passaram por limpeza (digeridos) sob aquecimento utilizando
H2O2 concentrado sob aquecimento por 24 a 48 horas, usando um banho de areia. As preparações
foram deixadas em repouso para a decantação durante 24 horas, em seguida entre 80 a 90% do
sobrenadante foi eliminado por aspiração a vácuo. Um volume de 1 ml de HCl (37%) foi então
adicionado e a mistura foi deixada em repouso durante 2 h, seguida por três repetições de lavagem
e decantação, como descrito acima, usando água destilada. Após a digestão e a decantação, o
material enxaguado e limpo foi diluído com água destilada e as lâminas permanentes foram
montadas utilizando Naphrax® (Brunel microscópios Ltd., Chippenham, Wiltshire, Reino Unido)
para a análise qualitativa e semi-quantitativa.
Para a análise semi-quantitativa todos os indivíduos encontrados em seções transversais
aleatórias sob microscopia de luz através de cada lâmina permanente (n = 96) foram identificada
76
e contada (entre 400 e 450 válvulas) com um microscópio de luz Leica® DMRX com uma objetiva
de imersão em óleo de 100x em uma ampliação de 1000x, seguindo as normas européias CEN
14407 (Comité Europeu de Normalização, 2004; 2014).
Análise de Dados
Algas perifíticas - exceto diatomáceas - (algas moles)
Foram duas estratégias utilizadas para as análises dos dados de algas moles. Em um
primeiro momento buscou-se caracterizar a estrutura da assembleia e a sua relação com as
variáveis ambientais, para tanto, uma Análise de Correspondência Canônica (ACC) foi realizada.
A ACC é uma técnica de ordenação que seleciona as combinações das variáveis ambientais que
maximizam a dispersão das espécies (Jongman et al. 1995). A hipótese nula de existência de
correlação significativa entre as matrizes é testada através do procedimento de Monte Carlo. Para
o cálculo da ACC as linhas das variáveis da matriz ambiental e da matriz de índices foram alocadas
randomicamente e a ACC foi calculada.
Para a realização da ACC foram utilizadas 1000 randomizações, resultados de linhas e
colunas padronizadas por Centralização e Normalização e os resultados para o gráfico foram
derivados das espécies, pois, segundo Oksanen et al. (2007), este método é mais robusto aos ruídos
existentes na amostragem. A escala usada para a confecção dos gráficos foi a de resultados
originais, para evitar a distorção da relação entre a distância de ordenação e a similaridade das
amostras o que resulta em um “r2” menor.
Indice baseado em algas moles
Com o intuito de analisar o potencial de bioindicação das algas moles foi utilizado o Índice
Perifítico de Estado Trófico (PIT; Schneider & Lindstrøm, 2011). Para tanto, o valor indicador de
cada táxon foi calculado considerando a média dos valores logaritimizados de TP, como
apresentado por Schneider & Lindstrøm (2011) adaptado do Método da Média Ponderada (ter
Braak & van Dam, 1989). Para se identificar a existência de diferença significativa entre as regiões
de amostragem, no que se refere aos valores de PIT, foi utilizada uma análise de variância de uma
entrada – ANOVA one-way (Zar, 1974) em um nível de significância de 0,1. Quando se identificou
diferença entre pelo menos uma das médias, foi utilizado um teste específico feito a posteriori,
77
que contrasta essas diferenças. Para essa finalidade, foi utilizado o teste de Tukey, em um nível de
0,1 de confiança. Todas as análises foram realizadas no programa RStudio (Version 0.99.903 – ©
2009-2016 RStudio, Inc.).
Índices baseados em Diatomáceas
As espécies de diatomáceas contadas foram inseridas dentro da base de dados e ferramenta
de cálculo OMINIDIA versão 5.3 (Lecointe et al. 1993) em seguida os índices abaixo foram
calculados: Índice Leclerq & Maquet (IDSE; Leclerq and Maquet, 1987); Índice de Diatomáces
de Artois-Picardie (IDAP; Prygiel et al., 1996); Índice de Eutrofização/Poluição (EPI;
Dell’Uomo,1996); Índice Biológico de Diatomáceas (IBD; Lenoir & Coste, 1996); Índice de
Schiefele & Schreiner (SHE; Schiefele & Schreiner, 1991); Índice Sapróbico (SID; Rott et
al.,1997); Índice Trófico (TID; Rott et al., 1999); Índice de Watanabe (WAT; Watanabe et
al.,1986); Índice de Sensibilidade Específica à Poluição (IPS; Cemagref,1982); Índice de Sladecek
(SLA; Sladecek, 1986); Índice de Poluição de Descy (DESCY; Descy,1979); Índice da Comissão
Econômica Comunitária (CEE; Descy & Coste,1991); Índice Trófico de Diatomáceas (TDI; Kelly
& Whitton,1995); Índice de Diatomáceas Pampeano (IDP; Gomez & Licursi, 2001) e Índice
Trófico de Qualidade da Água (LOBO; Lobo et al., 2004). Todos os índices, exceto CEE, SHE,
TDI e WAT, são baseados na fórmula de Zelinka & Marvan (1961).
A correlação de Pearson foi utilizada para determinar a relação entre os valores dos indices
calculados e as varávies abióticas mensuradas. Uma Análise de Variância (Anova – one way) com
teste de Tukey foi usada para comparar os valores das correlações derivadas da análise acima
citada. O mesmo métodos foi utilizado para comparar as porcentagens de espécies utilizadas no
cálculo dos diferentes índices. Uma análise de regressão múltipla foi aplicada para avaliar qual
índice refletia melhor a qualidade geral da água, esse método pode dar importante informação
complementar sobre os fatores que influenciam os valores dos índices (Lenoir & Coste, 1996;
Mangadze et al., 2015).
Assim como procedido em Bere & Tundisi (2011a) os valores de r ajustado foram
utilizados como o nível de sucesso com os quais as variávies foram capazes de explicar a variação
nos valores dos índices; onde maiores valores indicavam mais acurácia dos índices como
78
indicadores dos valores das variáveis abióticas. Todas as análises foram realizadas no programa
RStudio (Version 0.99.903 – © 2009-2016 RStudio, Inc.).
Adicionalmente, uma análise de agrupamento baseada em uma matriz de correlação foi
realizada usando Palaeontological Statistics (PAST) software v.1.95 (Hammer et al., 2009)
considerando como atributos os valores de r, r2, r ajustado e as porcentagens das espécies utilizadas
no cálculo de cada índice no intuito de se evidenciar os índices que melhor se adequaram a área
de amostragem.
Éspecies indicadoras
Para definição das espécies indicadoras de cada região de amostragem (LAI, IAI e HAI)
foi utilizado o método do valor indicador (IndVal; Dufrêne & Legendre 1997). O IndVal é um
método simples e útil para identificar conjuntos de espécies que caracterizam grupos de amostras
(Dufrêne & Legendre, 1997). A originalidade deste método reside na forma como ele combina
informações sobre a especificidade e a fidelidade de ocorrência de uma espécie em um grupo
particular. Produz valores indicadores para cada espécie em cada grupo expresso como o produto
da especificidade e fidelidade.
Portanto, as espécies indicadoras são definidas como as espécies mais características de
cada grupo. O método deriva indicadores de qualquer classificação do sítio. A significância
estatística dos valores dos indicadores de espécies é avaliada através de um procedimento de
randomização. O valor indicador atinge seu máximo quando todos os indivíduos de uma espécie
são encontrados em um único grupo de amostras (alta especificidade) e quando a espécie ocorre
em todos os locais desse grupo (alta fidelidade) (Dufrêne & Legendre, 1997). O IndVal foi
calculado para algas moles (para detalhes do IndVal calculado para diatomáceas vide Cápitulo 1)
e deste cálculo derivou-se as espécies indicadoras para cada região de amostragem. Os cálculos de
IndVal foram realizados no programa Pc-ORD (McCune & Mefford, 1997).
79
Resultados
Algas perifíticas exceto diatomáceas (algas moles)
Dependendo da variável que se considera, este grupo de algas respondeu, exclusivamente,
ao padrão de variação anual, sofrendo maior influência da variação do nível da água e das
diferenças particulares de cada ano (OD). Por outro lado, as variáveis NO2 e NO3 sofreram maior
influência do padrão semanal, ou seja, possuíram maior variação entre as semanas de amostragem
do que entre os anos de amostragem, o que demonstra um comportamento muito dinâmico dos
compostos no rio Negro. Os valores de TP fram melhores descritores do gradiente de influência
antrópica, previamente, definido. E por fim, os valores de COND e pH, responderam tanto ao
padrão de variação anual, quanto ao padrão de variação espacial (gradiente de influência antrópica
previamente definido). Maiores detalhes sobre o comportamento das variáveis abióticas vide
Cápitulo 1.
A avaliaçao taxonômica permitiu a identificaçao de 201 espécies de algas moles.
Cyanobacteria constituiu a classe com maior representatividade em número de espécies (78)
seguida por Chlorophyceae (68 espécies), Zygnemaphyceae (28 espécies), Xantophyceae (6
espécies), Rodophyceae (5 espécies), Dinophyceae (4 espécies), Euglenophyceae, Charophyceae,
Oedogonophyceae (3 espécies em cada Classe), Cryptophyceae, Prasynophyceae, Chrysophyceae
(1 espécie em cada Classe). É importante destacar que nas Classes, Chlorophyceae,
Oedogonophyceae e Rodophyceae este número pode ser maior, tendo em vista, que nestas Classes
foram identificados diferentes espécimes dos gêneros Mougeotia, Spirogyra, Oedogonium e
Batrachospermum, respectivamente, que não foi possível chegar ao nível de identificaçao
específico, pois, não foi realizada cultura de tais organismos, processo requerido para identificaçao
específica destes gêneros (Scheneider et al. 2013). Neste contexto, para não incorrer em erros
taxonômicos os autores acreditaram ser mais prudente nominá-los como spp..
Com relação aos valores de densidade a classe Chlorophyceae dominou em ambos os anos
(2013 e 2014) e em praticamente todos os pontos amostrais, em alguns pontos esta classe chegou
a representar 90% da densidade total (Estações 1 e 12 – 2013; Estação 10 -2017; Figura 2). A
dominância das Chlorophyceae (7x103 ind/mL) foi compartilhada com outras classes que também
tiveram contribuições expressivas para densidade total - Cyanobacteria (3x103 ind/mL) e
Rodophyceae (2x103 ind/mL). Com relação as classes de maior dominância citadas acima, é
80
importante destacar que Chlorophyceae e Cyanobacteria tiveram representatividade semelhante
entre os anos de amostragem (2013 e 2014), com relação a classe Rodophyceae esta apresentou
dominância mais expressiva no ano de 2014.
As descriçoes que se seguem (Figura 2) são referentes ao ano de 2013: em LAI as
Chlorophyceae representaram 90% da dominância na estação 1, na estação 2 esta dominância foi
compartilhada com as Cyanobacteria, na estação 3 a maior contribuição para densidade foi da
classe Euglenophyceae, e na estação 4 as Chlorophyceae voltaram a dominar. Em IAI, a
dominância inicial das Cyanobacteria (estação 5) foi substituida pela dominância de
Chlorophyceae (estação 8). Em HAI a dominância inicial foi das Rodophyceae (estação 9), na
estação 10 a classe Cyanobacteria passou a dominar e nas estaçoes 11 e 12 a classe Chlorophyceae
retomou a dominância.
Em 2014, apesar da dominâcia notável das Chlorophyceae na maioria das estacões (Figura
2), é importante destacar que em LAI esta dominância foi compartilhada com Cyanobacteria e
Dinophyceae (estação 1), Dynophyceae (estacão 2), Cyanobacteria e Rodophycyae (estação 3) e
Rodophyceae (estação 4). Em IAI as Chlorophyceae continuaram tendo posição de destaque
quanto a dominância, no entanto esta foi a menor de todo o estudo e foi compartilhada com
Rodophyceae (estação 5 e 7), Oedogonophyceae (estação 8) e na estação 6 a dominância foi
compartilhada entre as Rodophyceae e Cyanobacteria, sem haver uma contribuição expressiva das
Chlorophyceae. Em HAI foram observadas as contribuições mais expressivas das Chloropyceae,
sendo compartilhada com as Rodophyceae (estação 9 e 12), Cyanobacteria (estação 11), na estação
10 as Chlorophyceae representaram 90% da densidade total.
81
Figura 2: Abundância relativa das classes taxonômica das algas perifíticas moles no baixo rio Negro (Manaus,
Amazonas-Brasil). Códigos: LAI – região de baixa inflência antrópica; IAI – Região de Influência Antrópica
Intermediária; HAI – Região de Alta Inflência Antrópica.
A espécies mais representativa entre as algas moles do perifíton foi Batrachospermum spp.
(Figura 3) que foi abundante durante toda a amostragem. Entre os anos de amostragem esta
dominância foi mais acentuada em 2014. Com relação as regiões de amostragem, IAI e HAI
apresentaram as maiores dominâncias desta espécie, especial destaque para as estações 9 e 10 em
2013 e para 5, 6 e 7 em 2014. A segunda espécie mais abundante foi Spirogyra spp. (Figura 3)
que possui dominância semelhante entre os anos de amostragem (2013 e 2014). Em 2013, sua
densidade foi distribuída de forma semelhante entre as regiões de amostragem, em 2014 sua
dominância foi mais expressiva em IAI e HAI.
Apesar da dominância menos expressiva Mougeotia spp. e Chaetophora attenuata Hanzen
foram abundantes em toda amostragem (Figura 3), especial destaque para as estações 1 e 2 em
2013, onde Chaetophora attenuata representou 90% da abundância relativa e Mougeotia spp.
representou 80% da abundância relativa, respectivamente. Com relação a Mougeotia spp. é
importante destacar a sua abunância expressiva também nas estações 7 e 8 no ano de 2013, onde
a mesma representou 80% da abundância total. As espécies Peridinium umbonatum Stein e
Geitlerinema unigranulatum (R.N.Singh) J.Komárek & M.T.P.Azevedo tiveram dominâncias
pontuais, representando 90% da abundância relativa na estação 1 e 2 em 2014 e 75% da abundância
relativa na estação 5 em 2013, respectivamente.
82
Figura 3: Variação temporal da abundância relativa das algas moles do perifíton (densidade total > 5%) no baixo rio
Negro (Manaus, Amazonas – Brasil) durante os anos de 2013 e 2014. Códigos: LAI – região de baixa inflência
antrópica; IAI – Região de Influência Antrópica Intermediária; HAI – Região de Alta Inflência Antrópica.
O teste de Monte Carlo (tabela 1) indicou que somente o primeiro eixo derivado da
ACC com as 27 espécies mais representativas (espécies que apresentaram pelo menos 1% da
densidade total) e as variáveis ambientais foi significativo e explicou 8% da variação total
encontrada nos dados. NO2 e PO4 foram correlacionados positivamente com o primeiro eixo, pH,
OD, TP e TURB por outro lado, foram correlacionados negativamente com o mesmo (tabela 2).
Os resultados derivados da ACC (Figura 4) evidenciaram um padrão de distribuição da
composição das diatomáceas, predominantemente, espacial, com a formação de três grupos
distintos:
O grupo 1 composto por espécies que assumiram valores negativos no eixo 1 da ACC
(menores que -0,002) e estiveram mais associadas a HAI (a média dos valores no eixo da ACC das
estações que compõem a HAI foi -0,118) que apresentou maiores valores de pH, OD, TP e TURB.
As espécies associdas a este grupo foram: Rhizoclonium riparium (Roth) Harvey, Scytonematopsis
sp., Chaetophora elegans (Roth) C. Agardh, Characium ornintocephalum A. Braun, Microchaete
tenera Thuret ex Bornet & Flahault, Stigeoclonium tenue (C. Agardh) Kutzing, Oedogonium spp.,
Ulothrix subtilissima Rabenhorst, Pseudanabaena limnetica (Lemmermann) Komárek,
Batrachospermum spp., Schizomeris leibleinii Kutzing.
83
Tabela 1: Dados estatísticos do teste de Monte Carlo correlações espécies x variáveis ambientais para no baixo rio Negro no período de cheia em 2013 e 2014.
Eixos Dados reais
Dados randomizados (1000 randomizações)
Correlações spp x variáveis ambientais
média mínimo máximo p
1 0,753 0,103 0,055 0,184 0,042
2 0,717 0,076 0,047 0,127 **
3 0,598 0,4059 0,040 0,107 ** **Os valores de p não foram reportados para os eixos 2 e 3 porque o uso de um teste de randomização simples poderia gerar um vies nestes valores, neste caso, o resultado sem vies indica significância estatistica apenas para eixo 1.
Tabela 2: Coeficiente de correlação “intra-set" da matriz das variáveis ambientais x eixo (os resultados foram apresentados somente para o primeiro eixo, tendo em vista, que somente este foi significativo).
Variáveis Eixo 1
pH -0,517
Oxigênio dissolvido -0,954
Condutividade Elétrica 0,244
Temperatura 0,300
Nitrato 0,381
Nitrito 0,020
Fósfoto total -0,495
Ortofosfato 0,401
Turbidez 0,473
O grupo 2, composto por espécies que assumiram valores no eixo da ACC que variaram
entre 0,06 e 0,22, este grupo de espécies esteve mais associado a IAI (a média dos valores no eixo
da ACC das estações que compõem a IAI foi 0,156) que apresentou valores intermediários para as
variáveis amostradas. No entanto, é importante destacar que muitas das espécies presentes neste
grupo tiveram uma ampla distribuição na região de amostragem deste trabalho, ou seja, não
estiveram restritas apenas a IAI, como por exemplo Spirogyra spp. e Mougeotia spp., ambas
ocorreram em mais de 70% das amostras, porém, sua abundância relativa variou entre as áreas de
amostragem sendo que os maiores valores estiveram associados a IAI (estação 7 e 8) como já
reportado acima. As espécies associadas a este grupo foram: Heteroleibleinia kuetzingii
(Schmidle) Compère, Spirogyra spp., Mougeotia spp., Uronema elongatum Hodgetts.
Grupo 3 foi composto por espécies que assumiram valores acima de 0,70 no eixo 1 da
ACC, este grupo de espécies esteve associado a LAI (a média dos valores no eixo da ACC das
estações que compõem a LAI foi 0,34) que apresentou maiores valores de NO2, PO4 e TEMP. As
espécies que compuseram este grupo foram: Monoraphidium griffithii (Berkeley) Komárková-
84
Legnerová, Microspora quadrata Hazen, Chaetophora attenuata, Peridinium umbonatum,
Planktotrhix aghardii (Gomot) Anagnostidis & Komárek, Leptolyngbya perelegans
(Lemmermann) Anagnostidis & Komárek, Nostoc sp., Stigeoclonium amoenum Kutzing.
Figura 4: Análise de correspondência canônica (ACC) aplicada sobre as variáveis ambientais e densidade (ind/mL). Os pontos indicam os valores de cada espécie no eixo 1 da ACC; As cruzes indicam os valores médios (média calculada dos “scores” dos pontos gerados na ACC) de cada área de amostragem no eixo 1 da ACC; As setas indicam o tipo de correlação (se positiva ou negativa) das variáveis ambientais com o eixo 1 da ACC. Os códigos para as espécies são: RIRH: Rhizoclonium riparium, SCSP: Scytonematopsis sp., CHEL: Chaetophora elegans, CHOR: Characium ornintocephalum, MITE: Microchaete tenera, STTE: Stigeoclonium tenue, OEDOG: Oedogonium spp., ULSU: Ulothrix subtilissima, PSLI: Pseudanabaena limnetica, BTAM: Batrachospermum spp., SCLE: Schizomeris leibleinii, HEKU: Heteroleibleinia kuetzingii, SPIRO: Spirogyra spp., UREL: Uronema elongatum, MOUGE: Mougeotia spp., STAM: Stigeoclonium amoenum, MOGR: Monoraphidium griffithii, MIQU: Microspora quadrata, CHAT: Chaetophora attenuata, PRUM: Peridinium umbonatum, PLAG: Planktothrix aghardii, LEPE: Leptolyngbya perelegans, NOSP: Nostoc sp..Códigos para as variáveis ambientais: NO2: Nitrato; NO3: Nitrito; PO4: Ortofosfato; pH: Potencial Hidrogeniônico; OD: Oxigênio Dissolvido; TP: Fósforo Total; TURB: Turbidez. Códigos para as áreas de amostragem são: LAI: área de baixa influência antrópica; IAI: área de influência antrópica intermediária; HAI: área de alta influência antrópica.
A análise das espécies indicadoras mostrou que alguns táxons não foram restritos à uma
única região de amostragem (Tabela 3). O valor indicador varia de 0% para táxons que tem a
mesma ocorrência e abundância em todas regiões de amostragem à 100% para táxons que estão
restritos a uma única região de amostragem. Entretanto, algumas espécies tendem a preferir uma
das regiões de amostragem dado o seu alto valor indicador nesta região. A especificidade foi
geralmente alta para a HAI, quando comparada as outras duas regiões de amostragem (LAI e IAI).
85
Tabela 3: Valor indicador de espécies caracterizando as três regiões de amostragem (LAI – região de baixa inflência
antrópica; IAI – Região de Influência Antrópica Intermediária; HAI – Região de Alta Inflência Antrópica.). Os maiores valores indicadores para cada espécie estão destacados negrito, bem como, os valores de p que
apresentaram significância estatistica (nível de significância 0,1).
Táxons Valor Indicador (%) valor de
p LAI IAI HAI
Batrachospermum spp. 1 21 39 0.001
Chaetophora atenuata Hanzen 4 9 9 0.849
Characium ornintocephalum (A. Braun) 2 1 3 0.838
Heteroleibleinia kuetzingii (Schmidle) Compère 4 13 5 0.144 Leptolyngbya perelegans (Lemmermann) Anagnostidis & Komárek 10 7 14 0.613
Microchaete tenera Thuret ex Bornet & Flahault 1 1 3 0.781 Monoraphidium griffithii (Berkeley) Komárková-Legnerová 0 7 12 0.136
Mougeotia spp. 23 15 28 0.382
Nostoc sp. 0 3 7 0.287
Oedogonium spp. 1 6 17 0.091
Peridinium umbonatum Stein 17 7 6 0.122 Planktotrhix aghardii (Gomot) Anagnostidis & Komárek 0 3 3 0.632
Pseudanabaena limnetica (Lemmermann) Komárek 1 5 12 0.143
Rhizoclonium riparium (Roth) Harvey 0 1 12 0.025
Schizomeris leibleinii Kutzing 1 2 46 0.000
Spirogyra spp. 9 17 33 0.027
Stigeoclonium amoenum Kutzing 0 3 21 0.004
Stigeoclonium tenue (C. Agardh) Kutzing 0 0 20 0.001
Ulothrix subtilissima Rabenhorst 0 2 5 0.656
Uronema elongatum Hodgetts 5 3 8 0.638 Total do número de spp. com maior valor indicador
1 3 18
As espécies Rhizoclonium riparium, Stigeoclonium tenue, Oedogonium spp.,
Pseudanabaena limnetica, Batrachospermum spp., Schizomeris leibleinii., Spirogyra spp.,
Stigeoclonium amoenum e Monoraphidium griffithii foram significativamente associadas a HAI.
A espécie Heteroleibleinia kuetzingii foi significativamente associada a IAI e Peridinium
umbonatum foi alta e significativamente associado a LAI. Com exceção de Spirogyra spp.,
Stigeoclonium amoenum e Monoraphidium griffithii, todas as espécies citadas acima tiveram as
mesmas preferências, no que diz respeito a região de amostragem, evidenciadas na ACC.
86
O Índice Perifítico de Estado Trófico (PIT; Schneider & Lindstrøm, 2011) baseado em 59
espécies que se adequaram aos critérios estabelecidos pelo índice. O PIT foi calculado baseado
nas estações com a concentração de TP variando entre 0,01 a 3,91 mg/L e os valores de PIT
variaram entre 0,01 e 1,22 sendo que os maiores valores de PIT representam maior poluição
ambiental por estarem associados aos maiores valores de TP. Os maiores valores de PIT estiveram
associados a HAI (Figura 5). A ANOVA evidenciou a existência de diferença significativa entre
as regiões de amostragem (LAI, IAI e HAI) no que se refere os valores de PIT. O teste a posteriore
(teste de Tukey) indicou que a diferença reside entre os valores encontrados em LAI e HAI, e IAI
não apresentou diferença seginificativa entre as demais regiões. Apesar da diferença significativa
dos valores de PIT entre as áreas amostradas citada acima, os valores do índice não apresentaram
relação significativa com nenhuma das variáveis abióticas.
Figura 5: Valores médios de PIT por região de amostragem no baixo rio Negro (Manaus, AM- Brasil).
Códigos: LAI – região de baixa inflência antrópica; IAI – Região de Influência Antrópica Intermediária; HAI –
Região de Alta Inflência Antrópica.
87
Índices baseados em Diatomáceas
Detalhes sobre a estrutura, a composição da assembleia e as espécies indicadoras de
diatomáceas podem ser consultados no Cápitulo 1. Foram calculados os valores de 15 índices, dos
quais 13 foram desenvolvidos a partir de dados coletados na Europa ou América do Norte e dois
desenvolvidos na América do Sul. Um sumário dos valores dos índices calculados é apresentado
na Tabela 4.
Tabela 4: Sumário dos valores dos índices calculados para as amostras do baixo rio Negro (Manuas, Amazonas-Brasil)
Índices Mínimo Máximo Média Desvio Padrão
Coeficiente de Variação
IPS** 5.30 20.00 17.34 3.64 0.21
TDI* 0.00 100.00 49.33 21.98 0.45
CEE* 0.00 10.50 1.42 2.96 2.08
EPI-D** 3.40 20.00 13.98 5.06 0.36
IDP* 0.00 15.30 12.67 4.33 0.34
DESCY** 1.00 20.00 15.52 7.06 0.46
IBD** 1.00 20.00 16.63 5.39 0.32
IDSE** 1.60 4.30 3.64 0.84 0.23
LOBO* 0.00 20.00 3.79 5.16 1.36
SLA* 5.70 17.60 14.50 3.81 0.26
TID* 0.00 18.90 3.01 4.29 1.42
SID* 4.40 26.80 13.85 4.76 0.34
SHE** 0.00 18.40 4.68 5.82 1.24
IDAP** 0.00 10.50 4.33 4.16 0.96
WAT** 0.00 10.50 3.80 4.68 1.23 Códigos: *Os maiores valores do índice indicam maior influência antrópica; **Os menores valores do índice valores indicam maior influência antrópica; Índice Leclerq & Maquet (IDSE); Índice de Diatomáces de Artois-Picardie (IDAP); Índice de Eutrofização/Poluição (EPI); Índice Biológico de Diatomáceas (IBD); Índice de Schiefele & Schreiner (SHE); Índice Sapróbico (SID); Índice Trófico (TID); Índice de Watanabe (WAT); Índice de Sensibilidade Específica à Poluição (IPS); Índice de Sladecek (SLA); Índice de Poluição de Descy (DESCY); Índice da Comissão Econômica Comunitária (CEE); Índice Trófico de Diatomáceas (TDI – único com escala de 0 - 100); Índice de Diatomáceas Pampeano (IDP) e Índice Trófico de Qualidade da Água (LOBO).
Entre os 15 índices calculados cinco (IPS, TDI, CEE, EPI, IDP) apresentaram correlação
significativa com as variávies abióticas em nível de significância 5% (Tabela 5). O TDI apresentou
os maiores valores de correlação seguido por IPS e CEE que apresentaram os mesmos valores de
88
correlação. Os coeficientes de correlação calculados entre os valores dos índices e as variáveis
abióticas diferiram significativamentes (p<0,05) entre os diferentes índices. Sendo que o teste a
posteriore evidenciou uma diferença significativa apenas entre IPS, TDI e CEE e os demais
índices. Os valores de correlação entre os índices desenvolvidos na América do Sul (IDP e LOBO)
foram baixos quando comparados com alguns índices desenvolvidos na Europa (Tabela 5). Os
valores de r ajustado variaram entre 1,1% (TID) e 23% (IPS e TDI), os quais refletiram a
quantidade de variação dos índices explicada pelas variáveis abióticas, ou seja, o grau de
aplicabilidade dos índices para acessar a qualidade da água. Os índices com maiores valores de r
ajustado possuem maior acurácia como indicadores da qualidade da água.
Tabela 5: Valores médios de r, r2, r2 ajustado e valor de p calculados na análise de regressão múltipla entre os valores de cada índices e as variáveis abióticas e valores médios das porcentagens de espécies utilizadas por cada
índice.
Index r r2 r
ajustado Valor de
p Média % spp.
IPS 54.0 29.0 23.0 0.0005 80.0
TDI 55.0 30.0 23.0 0.0002 29.0
CEE 54.0 29.0 22.0 0.0005 24.0
EPI-D 46.0 20.0 12.0 0.0160 25.6
IDP 46.0 21.0 13.0 0.0120 25.4
IBD 41.0 16.0 7.8 0.0700 28.9
IDSE 40.0 16.0 8.0 0.0800 26.4
LOBO 40.0 15.0 7.0 0.0900 25.0
SLA 41.0 17.0 8.0 0.0600 24.9
DESCY 42.0 18.0 9.6 0.0600 14.2
TID 32.0 10.0 1.1 0.3540 23.6
SID 34.0 12.0 3.0 0.2460 22.9
SHE 27.0 7.2 2.2 0.3340 19.2
IDAP 32.0 10.0 1.3 0.3400 17.1
WAT 36.0 13.0 4.0 0.1820 16.4 Em negrito estao destacados os vaores de p estatisticamente significativos em um nível de significancia de 5%. Códigos: Índice Leclerq & Maquet (IDSE); Índice de Diatomáces de Artois-Picardie (IDAP); Índice de Eutrofização/Poluição (EPI); Índice Biológico de Diatomáceas (IBD); Índice de Schiefele & Schreiner (SHE); Índice Sapróbico (SID); Índice Trófico (TID); Índice de Watanabe (WAT); Índice de Sensibilidade Específica à Poluição (IPS); Índice de Sladecek (SLA); Índice de Poluição de Descy (DESCY); Índice da Comissão Econômica Comunitária (CEE); Índice Trófico de Diatomáceas (TDI); Índice de Diatomáceas Pampeano (IDP) e Índice Trófico de Qualidade da Água (LOBO).
Com relação a porcentagem de espécies utilizada no cálculo dos índices (Figura 6) a
ANOVA evidenciou a existência de diferença significativa entre os índices calculado (p<0,05).
Dos 113 pareamentos calculados no teste de Tukey, 43 deles apresentaram diferença significativa
89
(p<0,05), especial destaque para o IPS que diferiu significativamente de todos os demais índices e
apresentou os maiores valores de espécies utilizadas no cálculo dos valores do índice.
Figura 6: Porcentagem de espécies utilizadas no cálculo dos índices na região do baixo rio Negro (Manaus, Amazonas-Brasil). Códigos: Índice Leclerq & Maquet (IDSE); Índice de Diatomáces de Artois-Picardie (IDAP); Índice de Eutrofização/Poluição (EPI); Índice Biológico de Diatomáceas (IBD); Índice de Schiefele & Schreiner (SHE); Índice Sapróbico (SID); Índice Trófico (TID); Índice de Watanabe (WAT); Índice de Sensibilidade Específica à Poluição (IPS); Índice de Sladecek (SLA); Índice de Poluição de Descy (DESCY); Índice da Comissão Econômica Comunitária (CEE); Índice Trófico de Diatomáceas (TDI); Índice de Diatomáceas Pampeano (IDP) e Índice Trófico de Qualidade da Água (LOBO).
A análise de agrupamento (Figura 7) evidenciou a formação de quatro grupos. O primeiro
grupo destacado em verde formado pelos índices que melhor se adequaram a região de amostragem
apresentando os maiores valores de todos os atributos considerados, além de apresentarem relação
significativa (p<0,05) com as váriavies abióticas, compuseram este grupo TDI, IPS e CEE. O
segundo grupo foi formado por índices que apresentaram valores menores dos atributos
considerados, quando comparados ao primeiro grupo, no entanto, ainda apresentaram significância
estatistica (p<0,05) na relação entre valores dos índices e variáveis abióticas (EPI e IDP). O
terceiro e quarto grupo destacado em cinza e vermelho, respectivamente, apresentaram os menores
valores dos atributos considerados e nenhum dos índices apresentaram correlação significativa
com os valores das variávies abióticas (IBD, IDSE, LOBO, SLA, DESCY, TID, SID, IDAP, WAT,
SHE).
90
Figura 7: Análise de agrupamento baseada em uma matriz de correlação considerando como atributos os valores de r, r2, r ajustado e as porcentagens das espécies utilizadas no cálculo de cada índice. Códigos: Índice Leclerq & Maquet (IDSE); Índice de Diatomáces de Artois-Picardie (IDAP); Índice de Eutrofização/Poluição (EPI); Índice Biológico de Diatomáceas (IBD); Índice de Schiefele & Schreiner (SHE); Índice Sapróbico (SID); Índice Trófico (TID); Índice de Watanabe (WAT); Índice de Sensibilidade Específica à Poluição (IPS); Índice de Sladecek (SLA); Índice de Poluição de Descy (DESCY); Índice da Comissão Econômica Comunitária (CEE); Índice Trófico de Diatomáceas (TDI); Índice de Diatomáceas Pampeano (IDP) e Índice Trófico de Qualidade da Água (LOBO).
Na figura 8 é apresentado o comportamento dos índices que compuseram o grupo 1 na análise
de agrupamento, e os três apresentaram valores coerentes com relação a avaliação da qualidade da
água ao longo das áreas amostradas. Os valores dos três índices evidenciaram menor qualidade da
água em HAI quando comparada as outras duas regiões de amostragem (LAI e IAI).
Figura 8: Comportamento dos índices que melhor se adequaram ao baixo rio Negro (Manaus, Amazonas-Brasil) ao longo das três regiões de amostragem. Códigos: Índice Leclerq & Maquet (IDSE); Índice de Diatomáces de Artois-Picardie (IDAP); Índice de Eutrofização/Poluição (EPI); Índice Biológico de Diatomáceas (IBD); Índice de Schiefele & Schreiner (SHE); Índice Sapróbico (SID); Índice Trófico (TID); Índice de Watanabe (WAT); Índice de Sensibilidade Específica à Poluição (IPS); Índice de Sladecek (SLA); Índice de Poluição de Descy (DESCY); Índice da Comissão Econômica Comunitária (CEE); Índice Trófico de Diatomáceas (TDI); Índice de Diatomáceas Pampeano (IDP) e Índice Trófico de Qualidade da Água (LOBO). LAI – região de baixa inflência antrópica; IAI – Região de Influência Antrópica Intermediária; HAI – Região de Alta Inflência Antrópica.
91
Discussão
Algas perifíticas exceto diatomáceas (algas moles)
Considerando que a colonização e desenvolvimento das algas moles no perífiton dependem
das condiçoes bióticas e abióticas (Stevenson, 1996), a região do baixo rio Negro apresentou
condições favoráveis para o desenvolvimento da assembleia durante o período de estudo. Em geral
a área de amostragem apresentou variações no que se refere aos parametros abióticos sendo
possível observar um efeito do gradiente de poluição sobre tais parametros o que influenciou a
distribuição das algas moles na área de amostragem. De acordo com a análise dos dados abióticos
apresentados no Capítulo 1 foi possível confirmar a existência de um grandiente de poluiçao onde
HAI e LAI são extremos para impactos antrópicos e IAI apresentou condições intemediárias (para
mais detalhes sobre o comportamento das varáveis abióticas vide Cápitulo 1).
Alterações nas variáveis abióticas associadas a processos de urbanização provocam
mudanças na estrutura de assembleia de algas perifíticas (Baker et al., 2009; Wu et al., 2009;
Dunck et al., 2013a) e as diferenças na composiçao das algas moles observada nas diferentes
regiões de amostragem (LAI, IAI e HAI) provavelmente, foram devido a influência antrópica. A
dominância de Chlorophyceae se deve, principalmente, à relação dos representantes desta classe à
águas ácidas (Crisman et al. 1980; Stokes, 1986; Goss & Garab, 2001), em alguns casos alguns
representantes desta classe desenvolvem adaptações fisiólogicas para valores de pH mais baixos
(Goss & Garab, 2001). A classe Zygnemaphyceae, também, foi representativa, no que se refere a
riqueza, o que corrobora a preferência por parte de seus representantes, também, por aguas ácidas
(Coesel & Krienitz, 2008; Dunck et al., 2013a). Em ambientes aquáticos tropicais as
Zygnemaphyceae são encontradas principalmente em águas ácidas, pobres em nutrientes, com
baixa condutividade elétrica (Felisberto & Rodrigues, 2005; Dunck et al., 2013a).
A classe Chlorophyceae, também, foi a mais representativa no que diz respeito a densidade
de (ind/mL), possuindo grande representatividade na maioria dos pontos de amostragem,
especialmente, nas estações 1 (LAI) 11 e 12 (HAI) em 2013 e nas estações 10, 11 e 12 (HAI) em
2014. A grande respresentatividade desta classe na área de amostragem deste estudo evidencia e
corrobora o fato de que dentre as investigações realizadas no Brasil sobre levantamento da
assembleia de algas, a classe Chlorophyceae tem sido comumente registrada como uma das classes
92
mais bem representadas em número de táxons e densidade (Ferragut et al., 2005; Martins &
Fernandes, 2006; Domingues & Torgan, 2012).
A classe Cyanobacteria foi a que apresentou maior riqueza e foi a segunda mais dominante
no que se refere a densidade. Os resultados expressivos desta classe estiveram, principalmente,
associadas a LAI e IAI. Dois importantes fatores fisiológicos favorecem a dominância da classe
Cyanobacteria: presença de aerótopos, que reduzem a sedimentação e incrementam o acesso à luz
e à nutrientes; a capacidade de armazenamento de nutrientes (Walsby, 1994; Wagner & Adrian,
2009; Soares et al. 2013), neste sentido, esta classe tem sido observada em vários habitats,
principalmente, em áreas tropicais (Fonseca & Rodrigues, 2007).
A classe Rodophyceae foi a terceira mais expressiva, no que se refere a densidade,
possuindo uma maior representatividade no ano de 2014. Membros da classe Rodophyceae são
importantes constituíntes da flora algal de ambientes lóticos (Sheath et al., 1989; Necchi, 1993,
Necchi et al., 1995; Necchi et al., 1999). Esta classe pode caracterizar seus ambientes de muitas
maneiras e estão conectadas a diferentes preferências para variáveis abióticas e bióticas (Eloranta
& Kwandrans, 2004), mas é importante destacar que águas marrons com substâncias húmicas são
um ambiente ótimo para a maioria das Rodophyta, devido a ficocianina, presente nestes ambientes,
e que se configura como o principal pigmento acessório destas algas (Eloranta & Kwandrans,
1996; Kwandrans & Eloranta, 2010). Vários táxons dentro desta classe são sensíveis ao impacto
antrópico e portanto, são úteis como bioindicadores (Haury et al., 2006; Kwandrans & Eloranta,
2010).
Dentre os táxons mais representativos no que diz respeito a densidade, com exceção de
Peridinium umbonatum Stein, todos os demais foram filamentosos e o de maior expressão foi
Batrachospermum spp. Este táxon ocorre em uma grande amplitude de condições abióticas,
algumas populações estão localizadas em águas com alta condutividade elétrica, enquanto, outras
estão associados a baixos valores desta variável (Sheath et al., 1992; Abdelahad et al., 2015). O
táxon acima citado também esteve entre os mais representativos em levantamento realizado em
ecossistemas aquáticos na região nordeste do estado de São Paulo, no munícipio de Bonito - Mato
Grosso do Sul e no municipio de Ubatuba - São Paulo (Borges & Necchi, 2006).
93
A segunda espécie mais dominante neste estudo foi Spirogyra spp. este táxon pode se
desenvolver em ambientes com alta irradiância e temperatura (Berry & Lembi, 2000; Dunck et al.,
2013a). Este táxon, também, esteve entre os mais dominantes em estudo realizado em ambientes
aquáticos (veredas) nos municipios de Caldas Novas, Catalão, Cidade de Goiás, Goiânia, Ipameri,
Morrinhos e Piracanjuba, todos situados no estado de Goiás (Dunck et al., 2013a).
Com relação aos resultados obtidos na ACC foi possível evidenciar que as algas moles
apresentaram composiçoes de espécies diferentes dentro do gradiente previamente definido, o
mesmo comportamento foi observado por Dunck et al. (2013a) e Dunck et al. (2013b) em
ambientes aquáticos em Goiás - Brasil. A influência de um grandiente trófico sobre a estrutura da
assembleia de algas moles, também, foi evidenciada por Cattaneo et al. (1997) em riachos do
Canadá. Algarte et al. (2009) em estudo ralizado na planície de inundação do rio Paraná,
observaram que o pulso de inundação constituiu a principal força atuando sobre a assembleia de
algas perifiticas deste ambiente.
As duas estratégias (ACC e IndVal) utilizadas para avaliar os táxons proeminentes para
bioindicação no baixo rio Negro apresentaram associações de espécies semelhantes.
Batrachospermum spp., Oedogonium spp., Rhizoclonium riparium (Roth) Harvey, Stigeoclonium
tenue (C. Agardh) Kutzing foram evidenciadas como espécies indicadoras de eutrofização, sua
associação com HAI foi observada tanto nos resultados da ACC e IndVal. Com relação a Spirogyra
spp., na ACC este táxon esteve associado a IAI, no entato, é importante destacar Spirogyra spp.
apresentou ampla distribuição na região de amostragem deste trabalho e o IndVal indicou
associação significativa desta espécie com HAI. Os táxons mencionados acima já foram reportados
na literatura como indicadores de influência antrópica.
A preferência de Batrachospermum spp. por ambientes antropizados, observada neste
estudo, também, foi evidenciada em estudos realizados em corpos de água na Itália (Abdelahad et
al., 2015), na Espanha (Alcaraz et al., 2013) em que representantes desta espécie foram reportados
para ambientes com alta concentração de nitrato e saturações de oxigênio extremamente baixas e
na Finlândia (Eloranta et al., 2016) em que foi reportada a presença de espécies de
Batrachospermum em rios eutrofizados. A preferencia de Oedogonium spp. pela área de alta
influência antrópica (HAI) reportada neste estudo, também, foi observada em ecossistemas
aquáticos nos Países Baixos entre 1980 - 1987 (Simon, 1994) e em rios na Noruega (Schneider &
94
Lindstrøm, 2011). A análise de espécies indicadoras também revelou uma associação significativa
de Oedogonium spp. com áreas impactadas por agricultura no estado de Goiás (Dunck et al. 2013a;
Dunck et al. 2013b).
A preferência de algumas espécies de Rhizoclonium por ambientes eutrofizados, assim
como reportada neste estudo, foi relatada por Khanum (1982) em ambientes aquáticos na Índia.
Representates deste táxon estiveram associados a águas alcalinas em estudos realizados na região
nordeste de São Paulo (Borges & Necchi, 2006). A preferência ecológica de Stigeoclonium tenue
por ambientes ricos em nutrientes foi reportada por Scheneider et al. (2013) e Wehr & Sheath
(2015).
Vários estudos reportam a o efeito positivo do TP sobre o crescimento e desenvolvimento
do genero Spirogyra spp. (McCormick & O’Dell, 1996; Townsend & Padovan, 2005).
McCorminck & Stevenson (1998) inclusive mencionam o potencial deste táxon como indicador
de altas concentrações de fósforo. Nos Países Baixos representantes deste táxon mostraram ser
muito tolerantes a poluição ambiental e indicaram ambientes ricos em nutrientes (Simons & Beem,
1990). Em estudos realizados em ambientes aquáticos no Europa Central as condições otimas para
o crescimento deste gênero foram definidas como meso-eutróficas (Hainz et al., 2009)
A única espécie, significativamente, indicadora de ambientes pristinos foi Peridinium
umbonatum, este táxon teve os seus maiores valores registrados para estação 1 e 2 (LAI) em 2014,
tais estações estão situadas próximo a uma área rica em plantas áquaticas submersas (Utricularia;
Santos-Silva & Couto, 2009), o que pode ter garantido uma maior estabilidade para a água neste
local e consequentemente favorecido a proliferação deste táxon, tendo em vista que, representantes
deste gênero possuem preferência por águas ricas em vegetação submersa (Olrik,1992). A
associação deste gênero a condições oligotróficas, também, foram observadas em estudos
realizados em ambientes aquáticos localizados nos Alpes Orientais (Tolotti et al., 2003) e na
Tasmânia (Ling et al., 1989).
Indice baseado em algas moles - PIT
Os valores de PIT foram capazes de inferir sobre a mudanças na qualidade da água no
estudo realizados por Schneider et al. (2013), neste estudo os resultados corroboraram a hipotese,
inicialmente, estabelecida pelos autores de que os gradientes de pH confundem a interpretação dos
95
padrões e índices de riqueza de algas perifíticas projetados para refletir os nutrientes. Os índices
acoplam associações entre organismos e as variáveis abióticas derivados de levantamentos
espaciais e, como consequência, são vulneráveis a fatores que co-variam. Existem poucos casos
em que o pH baixo e os nutrientes elevados são combinados, o que significa que os dois estressores
acidificação e eutrofização não são, na realidade, independentes um do outro (Schneider et al.,
2013), neste sentido é necessária cautela ao interpretar os resultados obtidos.
Os valores de PIT refletiram o gradiente antrópico, previamente, estabelecido neste estudo,
no entanto, estes valores não possuíram correlação significativa com as variáveis ambientais, o
que pode ser devido: 1) a uma fragilidade na utilização deste índice para inferir sobre a qualidade
ambiental do baixo rio Negro, principalmente, associada ao fato de ser um índice emprestado, que
foi desenvolvido em águas temperadas; 2) ao fato das variáves abióticas terem sido coletadas
concomitantemente com as variáveis bióticas (algas moles perifíticas), isto porque é sabido que o
desenvolvimento integrado desta assembleia em determinado período de tempo reflete as
condições ambientais que podem não ser aquelas encontradas no momento da amostragem e
análise (McCormick & Stevenson, 1998; Salomoni, et al. 2006; Dupont et al., 2007; Bere &
Tundisi, 2010, Reavie et al., 2010). Neste caso, a assembleia de algas moles perífiticas pode estar
expressando mudanças na qualidade da água do baixo rio Negro de forma mais acurada e integrada
em nível temporal, do que as variáveis abióticas consideradas neste trabalho.
Índices baseados em Diatomáceas
Os valores de Correlação de Pearson entre os índices baseados em diatomáceas (Tabela 5)
e as variáveis abióticas reportados neste trabalho indicam o sucesso destes índices para inferir
sobre as mudanças gerais da qualidade da água. Os valores de correlação entre variáveis abióticas
e os índices obtidos neste estudo foram menores do que os valores encontrados para trabalhos
realizados na Europa, África do Sul e Brasil (Prygiel & Coste, 1993; Taylor et al., 2007a; Taylor
et al., 2007b; Bere & Tundisi, 2011a; Bere et al., 2014).
Esta diferença dos valores de correlação já era esperada para Europa, tendo em vista, que
tais índices foram desenvolvidos em corpos d’água localizados nesta região e portanto, é esperado
que estes se adequem melhor a estes locais. No caso dos trabalhos realizados na África do Sul
(Bere et al., 2014) e no Brasil (Bere & Tundisi, 2011a) a composição de espécies descritas pelos
respectivos autores se assemelhou mais a composição de espécies encontrada na Europa do que a
96
composição de espécies encontrada neste estudo, isto pode estar associado ao fato de que os
ambientes amostrados nestes estudos estão inseridos em regiões subtropicais, diferentemente do
baixo rio Negro que está inserido em uma região tipicamente tropical o que interfere diretamente
na composição de espécies encontrada neste ambiente (Passy, 2010). Neste sentido, embora exista
preocupação quanto a viabilidade da transferência de dados relativos aos limites de tolerância
ecológica das diatomáceas entre os hemisférios norte e sul (Round, 1991) muitas das diatomáceas
encontradas neste estudo (mais detalhes vide Cápitulo 1) são espécies cosmopolitas e bem
documentadas na literatura internacional, especialmente para o hemisfério norte (Krammer &
Lange-Bertalot, 1986 - 1991; Metzeltin & Lange-Bertalot, 1998; 2007).
Soma-se a isso o fato de que índices desenvolvidos na Europa (IPS, IBD) e nos Estados
Unidos (TDI) consideraram mais espécies para seus respectivos cálculos (Figura 6) do que aqueles
desenvolvidos no Hemisfério Sul (LOBO e IDP). Neste contexto, é importante destacar que o IPS
considerou 80% das espécies para o seu cálculo. Isto se deve ao fato deste índice ter sido
desenvolvido na França (Cemagref, 1982) e, portanto, deve se adequar a todos os corpos d’água
que estão em território francês, isso inclui aqueles situados na Guiana Francesa, que tem
características ambientais mais semelhantes às encontradas no rio Negro, devido à sua localização
geográfica, com consequente semelhança na composição de espécies de diatomáceas.
Os resultados da regressão múltipla mensurada entre as variáveis ambientais e os valores
do índices foram significativos para cinco dos 15 índices testados (Tabela 5) indicando o sucesso
destes índices para serem utilizados na avaliação da qualidade da água nesta região. Os valores de
r (correlação de Pearson) e r2 (regressão múltipla) observados (Tabela 5) foram semelhantes aos
encontrados em estudos realizados em corpos de água na Turquia (Kalyoncu & Serbetci, 2013),
na Bacia Artois-Picardie na França (Prygiel & Coste, 1993), em corpos de água no Zimbabwe
(Bere et al., 2014) e nos rios Vaal e Wilge na África do Sul (Taylor et al., 2007a). Neste sentido,
é possível concluir que estes índices podem ser considerados aplicáveis e úteis para avaliar a
qualidade da água no baixo rio Negro.
O índice desenvolvido no Brasil (LOBO - Lobo et al., 2004) apresentou uma fraca
correlação com as varáveis abióticas neste estudo (Tabela 5) quando comparado a alguns índices
desenvolvidos na Europa (IPS, CEE, IDP, EPI-D, IBD, IDSE, SLA) e América do Norte (TDI) e
na América do Sul (IDP). Adicionalmente, os valores de r2 para relação entre as variáveis abióticas
97
e LOBO não foram significativas, diferente do observado para alguns índices desenvolvidos na
Europa (IPS, CEE, IDP, EPI-D) e América do Norte (TDI) América do Sul (IDP) (Tabela 5). Isso
indica uma melhor aplicabilidade destes últimos índices para a região quando comparados ao
LOBO. Resultados semelhantes sobre a fraca adequação do índice LOBO em alguns corpos de
água brasileiros, também, foram evidenciados por Bere & Tundisi (2011a), neste estudo este índice
também apresentou desempenho abaixo de alguns índices desenvolvidos para Europa, Estados
Unidos e Argentina.
É esperado que um índice desenvolvido especificamente para águas brasileiras forneça
melhores resultados com relação a avaliação da qualidade da água no Brasil quando comparado a
índices desenvolvidos na Europa, Estados Unidos e Argentina (Bere & Tundisi, 2011a). Potapova
& Charles (2005) mostraram que métricas baseadas em diatomáceas desenvolvidas
especificamente para rios do Estados Unidos se adequaram melhor para a avaliação da qualidade
da água destes rios do que métricas desenvolvidas em outras áreas geográficas, no entanto, esse
não foi o caso neste estudo.
A baixa adequação do índice LOBO encontrada neste trabalho pode ser atribuída à dois
fatores: 1) Uma grande diferença entre a composição de espécies reportada para este trabalho e
aquela reportada em Lobo et al. (2004), das 35 espécies utilizadas como base para o índice LOBO,
somente cinco delas foram encontradas neste trabalho; 2) Das cinco espécies que os dois trabalhos
(Lobo et al. 2004 e o presente trabalho) têm em comum, duas delas (Luticola goeppertiana Bleish
ex Rabenhost) D.G.Mann e Gomphonema parvulum (Kützing) Kützing) possuem controvérsias na
determinação de suas preferências ecológicas e tolerância a poluição.
Lobo et al. (2004) descreve Luticola goeppertiana como uma espécie de baixa tolerância
a eutrofização, porém, neste estudo esta espécie apresentou seus maiores valores de abundância
relativa na estação 10 (43%) e na estação 11 (73%) sendo estas duas estações as de maior poluição
orgânica provenientes da cidade de Manaus – AM (Vide Cápitulo 1), indicando uma tolerância
desta espécie a alta poluição. A tolerância a alta poluição de Luticola goeppertiana é amplamente
reportada na literatura (Bere, 2010; Bere & Tundisi, 2011b; Della Bella et al., 2012; Bere et al.,
2014).
98
Com relação a Gomphonema parvulum a questão é ainda mais complexa, pois existem
muitas controvérsias acerca de suas preferências ecológicas e tolerância à poluição podem ser
encontradas na literatura. No estudo realizado por Bere & Tundisi 2011a é apresentado um
levantamento bibliográfico que demonstra como as definições das preferências ecológicas desta
espécie ainda são inconscistentes e controversas. Neste levantamento (Bere & Tundisi 2011a) os
autores citam trabalhos que descrevem este táxon associado a ambientes oligotróficos (Souza,
2002) mesotróficos (Lobo et al. 1999; Rodrigues & Lobo, 2000; Lobo et al. 2002) e eutróficos
(Kobayasi & Mayama, 1989; Kelly & Whitton, 1995; Lobo et al., 1996).
Em trabalhos mais recentes Gomphonema parvulum foi descrita como amplamente
distribuída nas áreas de amostragem em regiões inundadas na Itália, independente das condiçoes
de trofia observadas no ambiente (Della Bella et al., 2012), em estações de amostragem
distribuídas em rios no Zimbabwe, Gomphonema parvulum esteve associada a ambientes
eutrofizados (Bere et al., 2014; Bere & Mangadze, 2014) e em sistemas lóticos localizados no sul
do Brasil (Vera Cruz – RS) esta espécie foi classificada como indicadora de mesotrofia (Lobo et
al., 2015).
No presente trabalho os maiores valores de abundância relativa desta espécie (20%)
estiveram associados as estações 10 e 11, como mencionado acima estas estações possuem a maior
poluição orgânica proveniente de Manaus – AM (Vide Cápitulo 1). Novamente a preferência
ecológica da espécie diferiu da pontuada por Lobo et al. (2002) e Lobo et al. (2015) que como,
anteriormente, mencionado classificaram Gomphonema pavulum como indicadora de mesotrofia.
Como os valores dos índices são baseados em métricas (valores) definidas para cada espécie de
acordo com a sua tolerância à diferentes estados de trofia, qualquer inconscistência nas definiçoes
ecológicas das espécies afetam diretamente na capacidade do índice em inferir sobre o estado
trófico do ambiente.
Outro ponto de destaque que influencia a capacidade do índice em inferir sobre o estado
trófico de um ambiente aquático são as inconsistências taxonômicas, vários táxons que são
morfologicamente similares diminuem a abilidade das métricas associadas as diatomáceas (Round,
2004). Além disso a taxonomia de diatomáceas passa por rápidas mudanças, especialmente, em
nível de gênero, guias e métodos de identificação para serem usados na América do Sul precisam
ser consistentes e atualizados (Bere & Tundisi, 2011a). Na Amazônia problemas taxonômicos se
99
tornam ainda mais latentes, um exemplo claro disso é apresentado nesta tese em que uma das
espécies mais abundantes na área de amostragem era até então identificada equivocadamente e foi
descrita, na oportunidade, como uma nova espécie (vide Cápitulo 3).
Apesar da limitações discutidas acima, considerando os índices testados foi possível
observar por meio da análise de agrupamento a formação de quatro grupos com diferentes níveis
de adequação à área de amostragem, sendo IPS, TDI e CEE os índices que apresentaram melhor
desempenho, especial destaque para IPS que utilizou no seu cálculo 80% das espécies. Na
sequência, tem-se EPI-D e IDP que tiveram relação significativa com as variáveis abióticas no
entanto utlizaram um número menor de espécies no seu cálculo. Por outro lado, IBD, IDSE,
LOBO, SLA, DESCY, TID, SID, IDAP, WAT, SHE não apresentaram os menores valores dos
atributos considerados e nenhum dos índices apresentaram correlação significativa com os valores
das variávies abióticas.
Este resultados corroboram as recomendações de Taylor et al. 2007a, segundo estes autores
a aplicação destes índices em locais diferentes daqueles onde eles foram desenvolvidos pode
contribuir para: 1) obtenção de apoio e reconhecimento para abordagens baseadas em diatomáceas
para o monitoramento da qualidade da água independente da região; 2) o fornecimento de
indicação da qualidade da água, além de permitir a disseminação de informações úteis
simplificadas para os gestores de recursos, conservacionistas e o público em geral; 3) a coleta de
amostras e dados que, posteriormente, poderão ser utilizados na formulação de um índice brasileiro
de diatomáceas que se adeque melhor às diferentes regiões, especialmente para a Amazônia.
Soma-se ao citado acima o fato de que a combinação de vários conjuntos de dados
produzidos por diferentes instituições ou pesquisas pode fornecer uma boa maneira de aumentar o
número de amostras disponíveis para determinadas regiões geográficas e tipos de rios (Bere &
Tundisi, 2011a). Os autores do trabalho em questão ainda acrescentam que apesar da adequação
parcial dos índices testados neste trabalho a utilização dos mesmos forneceu um resultado mais
amplo e integrado temporalmente das condições da qualidade da água do que as análises que
consideraram apenas os dados abióticos (vide Cápitulo 1 e o item Características abióticas da
água).
100
Conclusão
A avaliação da qualidade da água por meio de índices baseados em diatomáceas e algas
moles pode ser considerada útil, tendo em vista, os resultados apresentados neste trabalho. No
entanto, os índices derivados das diatomáceas parecem inferir melhor sobre a qualidade de água
do rio Negro quando comparados ao PIT, isso porque cinco dos índices baseados em diatomáceas
testados neste trabalho (IPS, CEE, TDI, IDP, EPI-D) apresentaram relação significativa com as
variáveis abióticas, por outro lado, PIT não apresentou estes resultados.
No entanto, é importante destacar que os valores de PIT estiveram associados ao gradiente
de poluição, sendo os maiores valores deste índice observados em HAI, maiores valores dos
índices estão associados a maiores valores de TP, este resultado corroborou os resultados
encontrados na ACP (vide Cápitulo 1), que evidencou os maiores valores e TP em HAI. Soma-se
a isso os resultados obtidos na ACC e no IndVal em que Batrachospermum spp., Oedogonium
spp., Rhizoclonium riparium, Stigeoclonium tenue, Spirogyra spp. foram evidenciadas como
espécies indicadoras de eutrofização, todos os táxons acima apresentaram citações na literatura de
serem indicadores de ambientes eutrofizados. Esses resultados são um forte índicio de que algas
moles também, são promissoras para serem utilizadas na bioindicação
Porém, é preciso cautela na utilização de índices, tanto os baseados em diatomáceas quanto
os baseados em algas moles isso devido, principalmente, a complexidade ainda existente na
taxonomia destes táxons. Essa complexidade ficou evidente nos resultados e discussões deste
trabalho. No caso específico de algas moles, para três dos táxons representantes de HAI não foi
possível a identificação em nível de espécie, dada a necessidade de cultura destes táxons para
atingir de forma confiável esta acurácia. Quando se trata das diatomáceas, além, das questões
taxonômicas foi evidenciado também os problemas associados as preferências ecológicas de
alguns táxons.
Neste contexto, assim como destacado por Bere & Tundisi (2011a) e corroborado pelos
achados deste estudo, a discussão em curso demonstra a inconsistência e a falta de informação
adequada sobre as exigências ecológicas das espécies de diatomáceas, bem como, algas moles da
América do Sul, dificultando a formulação de protocolos sólidos de gestão da qualidade das águas
como base em algas perifíticas. Além disso, as características ecológicas das espécies indicadoras
e a singularidade de cada riacho não estão bem documentadas.
101
O discutido acima, torna a contribuição de trabalhos como o realizado nesta tese ainda mais
relevante, tendo em vista, a necessidade latente de desenvolver métodos eficazes e confiáveis para
a avaliação da qualidade da água. E isto só será possível com mais estudos taxonômicos e
ecológicos sobre as algas perifíticas e suas as particularidades abióticas encontradas nos diferentes
ambientes aquáticos do Brasil, com o intuito de elucidar com acurácia as exigências ecológicas
destas algas e assim potencializar a viabilidade da utilização dos índices. Porém, não se pode
negligenciar os resultados promissores evidenciados neste trabalho, tendo em vista, que tanto o
PIT (algas moles), quanto o IPS, CEE, TDI, IDP, EPI-D (diatomáceas) responderam ao gradiente
de poluição previamente delimitado.
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Capítulo 3. Eunotia amazonica sp. nov. (Bacillariophyta) a common stalk-forming species from the Rio Negro basin (Brazilian Amazon) and a critique on the misusing of life-forms as biomonitoring tool.
Almeida, F. F., Santos-Silva, E. N., Ector, L., Wetzel, C. E. Eunotia amazonica sp. nov. (Bacillariophyta) a common stalk-forming species from the Rio Negro basin (Brazilian Amazon) and a critique on the misusing of life-forms as biomonitoring tool. Manuscrito aceito para publicação no European Journal of Phycology.
119
Eunotia amazonica sp. nov. (Bacillariophyta) a common stalk-forming species from the Rio
Negro basin (Brazilian Amazon) and a critique on the misusing of life-forms as
biomonitoring tool
Fabiane F. de Almeida1,2,3, Edinaldo N. Santos-Silva1, Luc Ector2 and Carlos E. Wetzel2
1Instituto Nacional de Pesquisas da Amazonia
2Luxembourg Institute of Science and Technology (LIST)
3Centro Universitário do Norte – UNINORTE
120
Abstract
A new stalk-forming diatom was observed at high relative abundances on periphytic samples
collected in the Rio Negro hydrographical basin (Brazilian Amazon) and is here described using
light and scanning electron microscopy. We also present known ecological preferences of the new
species. Eunotia amazonica sp. nov. co-dominated periphytic samples collected during the rainy
seasons of 2013 and 2014 near the city of Manaus (AM, Brazil). The main diagnostic feature of
the new species is the until now unreported stalk-forming growth form (‘Cymbella-like’)
illustrated here for the first time in the genus Eunotia Ehrenberg. Previous reports on growth forms
for this genus included colonial (‘ribbon-like’) but also ‘mobile’, ‘fixed by pads’ or yet ‘without
structures of fixation’, in common European databases. The increasing use of life-forms and other
algal attributes as traits to assess environmental changes is discussed and a critical observation is
made concerning poorly known regions. We demonstrate that the three dominant Eunotia species
in periphytic samples from the Rio Negro all exhibit distinct ‘growth forms’ or habits: Eunotia
amazonica sp. nov. (stalked), Eunotia intricans Metzeltin & Lange-Bertalot (ribbon-like) and
Eunotia rabenhorstiana (Grunow) Hustedt (branched- arborescent). The high diversity of species,
many of which are unknown to science, as well as the poorly known life-forms and habits in the
Eunotiaceae in the region partially prevent the use of metrics based on life-form to access
ecological changes. Generic assumptions based on robust statistical methods may obscure reality
and lead to biased conclusions of diatom community changes in poorly explored regions such as
the Neotropical freshwater rivers.
Key words: diatoms, Eunotia, Neotropics, Amazon River, Rio Negro, life-form, life traits,
biomonitoring
Introduction
Among the 10 largest rivers in the world in terms of water discharge, eight of them are
tropical rivers (Latrubesse et al., 2005) with the Amazon basin being the largest, draining
approximately 6.4 million km2 of the South American continent and representing about 20% of
the world freshwater flux from land to the oceans (Sioli, 1984). Of the hundreds of tributaries of
the Amazon River, the Negro river (“Rio Negro”) is considered to be one of the most important,
121
due to its high flow (annual mean ca. 29.000 m3.s-1), being the second largest discharge tributary
(Goulding et al., 2003; Latrubesse & Franzinelli, 2005). Increases in discharge from the river
presents oligotrophic conditions and low pH, being usually classified as a ‘blackwater’ river
(Hedges et al., 1994; Franzinelli & Igreja, 2002; Aucour et al., 2003). These conditions are ideal
for the development of species belonging to the Eunotiaceae Kützing, which are most diversified
in dystrophic and acid waters (Lange-Bertalot & Metzeltin, 1996; Kociolek, 2000; Lange-Bertalot
et al., 2011).
Eunotia Ehrenberg is the most common and most species-rich genus in the Neotropics.
(Berg, 1939; Patrick, 1940a, b; Hustedt, 1952a, b, 1965; Metzeltin & Lange-Bertalot, 1998, 2007;
Sala et al., 2002a, b; Ferrari et al., 2007; Wetzel et al., 2012). As mentioned by Lange-Bertalot et
al. (2011) “doubtless, the hotspots of species diversity (of the genus) are concentrated in the Paleo-
and Neotropic Realms”. This part of the continent has a distinctive diatom flora and approximately
100 new or unknown taxa belonging to Eunotia have been recently described from the Amazonian
region (e.g. Metzeltin & Lange-Bertalot, 1998, 2007; Souza & Moreira-Filho, 1999; Burliga et al.,
2007, 2013; Wetzel et al., 2010, 2011; Burliga & Kociolek, 2012, Kaštovský et al. 2016). Among
the so-called ‘raphid’ diatoms some features help diagnose the family Eunotiaceae: frustules
characterized by a short raphe system, terminal nodules (helictoglossae) positioned on the mantle
(internally), raphe slit positioned externally on the valve mantle then slightly (or strongly) curved
onto the valve face. As a result of this morphology, the raphe branches are visible in girdle view
(Furey, 2010). Valves of Eunotia are asymmetric to the apical axis, in valve view, with a convex
dorsal margin (smooth or undulated) while the ventral margin is straight or concave. Uniseriate
striae extend across the valve face and are composed by occluded areolae (usually eroded as
function of over-cleaning); when present often a shows a volate vela (Mayama, 1993, 1997; Wetzel
et al., 2011). Usually one rimoportula is present at one apex of each valve (in opposite apices),
although occasionally there may be two rimoportulae (Torgan & Becker, 1997; Edlund & Brant,
2010; Brant & Furey, 2011), several (Burliga et al., 2013) or rimoportulae may be absent (Van de
Vijver et al., 2008, 2014; Wetzel et al., 2011). In general, the species show a wide spectrum of
morphological plasticity over the size reduction series (Mayama, 1995 a, b; Siver & Hamilton,
2011).
Despite great morphological variability, very few articles have discussed in detail and/or
illustrated the life forms developed by Eunotia species, most of them being ‘forgotten’ in ancient
122
(i.e. Kützing, 1833, 1844; Grunow, 1865) and modern books (Cox, 1996) used in diatom routine
analysis. It is generally assumed that the cells are solitary or united into band-like colonies or
occasionally attached by mucilage pads (Round et al., 1990).
Recently, many attempts have been made to develop a simplified way to assess
environmental changes in freshwater ecosystems using life-forms as a proxy of the natural
conditions (Rimet & Bouchez, 2011; Berthon et al., 2011; Marcel et al., 2017). These methods are
mostly based on the life-forms of diatom communities itself and take into account their specific
habit and way of living. As part of a large survey examining diatoms from lowland reaches of the
Rio Negro (Brazilian Amazon), a new periphytic species belonging to Eunotia with a particular
set of features, including stalked life-form was commonly observed, usually as the most abundant
(even dominant) species in periphytic communities. The objective of this work is to formally
describe this new species, discuss its original and newly reported life-form as well its ecology and
distribution in the Amazon region.
Material and Methods
Study area
The Rio Negro basin mostly encompasses an intensely weathered area of the
Precambrian (the Guiana Shield) with 716.604 km2 of drained area and figures among the
catchments with the greatest percentage of allocation of land for conservation, with 50.6% of the
total basin (including ‘Strictly protected’, ‘Sustainable use’ and ‘Indigenous lands’ within it)
(Trancoso et al., 2009).
The river has a length of at least 1.700 km, with 90% of the area of its basin located in
Brazil, 9% in Colombia and 1% in French Guiana (Goulding et al., 2003; Latrubesse & Franzinelli,
2005). The study was carried out in the lower reach of the Rio Negro, near the city of Manaus
(AM), Brazil, located between 62°W and its confluence with the Rio Solimões (60oW) (Franzinelli
& Igreja, 2002). In this section the river can be up to 20 km wide (Anavilhanas Islands) and it is
bordered by discontinuous cliffs (‘falésias’), formed by the ‘Alter do Chão’ deposits up to 90 m
deep just before the confluence with the Solimões River (Franzinelli & Igreja, 2002). The streams
that rise in these ancient crystalline highlands are classified as either blackwater (e.g. Rio Negro)
or clearwater (e.g. Trombetas, Xingu, Tocantins-Araguaia and Tapajós rivers). The blackwater
tributaries have higher levels of humic acids (which cause their dark colour) and originate in
123
nutrient-poor, often sandy uplands, so they carry little or no silt or dissolved solids (Hedges et al.,
1994; Franzinelli & Igreja, 2002; Aucour et al., 2003) with low conductivity (9-10 μS.cm-1) and
low pH (4.8-5.1) (Furch & Junk, 1997). According to Küchler et al. (2000), most samples of the
Rio Negro hydrographical basin form a homogeneous blackwater group, distinct from the white
waters of the Solimões River, the main tributary of the Amazon River. The Rio Negro has suffered
major anthropogenic pressures near the city of Manaus (up to 1.8 million inhabitants), due to the
large amount of untreated sewage directly poured into the river (Silva et al., 1999; Horbe et al.,
2005; Pinto et al., 2009).
Sampling sites
Based on the information above, the left bank of the Rio Negro was divided a priori into
three distance-based stretches representing a degree of potential anthropogenic impact: 1) Low
anthropogenic influence area (LAI), upstream of the Manaus city; 2) Intermediate anthropogenic
influence area (IAI), closer to urbanized area but without strongly polluted tributaries and 3) High
anthropogenic influence area (HAI) in front of the city of Manaus (Fig. 1).
LAI area is located between the Lake Tatu (3º03'10.77''S and 60º17'45.30''W) and east of
Tarumã-Mirim stream (3º01'56.20''S and 60º17'32.95''W). Four sampling stations (S1 to S4) are
distributed in this reach that has approximately 14 km. The IAI also has four sampling stations and
is bounded on the west by the Tarumã-Mirim stream and east by Tarumã-Açu stream (3º02'42.65''S
and 60 06'55.36''W) (sites S5 to S8) and is approximately 6 km long. Finally, the HAI is located
between the Tarumã-Açu and ‘CEASA’ harbour (3º09'44.59''S and 59 58'44.65''W). This reach
(approximately 20 km) has also four sampling stations (S9 to S12) and is characterized by having
two major organically polluted sites (S10 and S11). All sampling stations are located before the
confluence with the Solimões River; after the confluence both becomes the so-called Amazon
River.
Sampling design and sample processing
The sampling was carried out during two wet seasons (flooding period) in 2013 and 2014, during
four consecutive weeks at the 12 sampling stations. Environmental parameters such as pH,
concentration of dissolved oxygen and specific conductivity were measured in situ with a Hach
HQ40d portable meter (Wissenschaftlich-Technische Werkstätten GmbH, WTW). Water samples
for physico-chemical analyses were gathered simultaneously with diatom sampling, in order to
124
characterize the water chemistry, nutrient content and degree of organic pollution. Periphytic
samples (n=88) were collected mainly in the riparian zone (flooded area). The habitats sampled
included fine submerged vegetation, roots of riparian vegetation, leaves (and decaying leaves) and
macrophytes roots of Eichornia crassipes (Mart.) Solms. The substrata were washed in
polyethylene containers using distilled water to remove the debris associated and after that the
substrata were scraped with a stainless steel blade and soft toothbrush. Macroscopic filaments were
also collected by hand and placed into the same flask as the scraped material.
The samples were fixed with Transeau’s solution (six parts of water, three parts of 95%
ethanol and one part of formalin; Prescott, 1962). Prior to acid washing the samples, fixed samples
were placed on a microscope slide with a coverslip overlain and then viewed at 200x and 400x.
Afterwards, subsamples from fixed materials were cleaned (digested) using concentrated H2O2,
heating for 24–48 h using a sand bath. Preparations were then allowed to cool and settle for 24 h,
and 80 to 90% of the supernatant was eliminated by vacuum aspiration. A volume of 1 ml of HCl
(37%) was then added and the mixture was allowed to stand for 2 h, followed by three repetitions
of rinsing and decantation as described above, using deionized water. Following digestion and
decantation, cleaned material was rinsed and diluted with deionized water and mounted
permanently on glass slides using Naphrax® as mounting medium (Brunel Microscopes Ltd.,
Chippenham, Wiltshire, UK) for qualitative and semi-quantitative analysis.
For the semi-quantitative analyses, all individuals found in random transects under light
microscopy across each permanent slide (n=88) were identified and counted (between 400 and 450
valves) with a Leica® DMRX light microscope with a 100x oil immersion objective at a
magnification of 1000x, following the European standards (CEN, 2014).
Light microscopy (LM) observations, identifications, measurements and micrographs were
performed with a Leica® DMR microscope equipped with a Leica-DFC 500 high-resolution
digital camera using Leica Application Suite software (v. 4.4.0, Leica Microsystems®). Images
were taken using differential contrast (DIC). For scanning electron microscopy (SEM) analysis,
parts of the oxidized suspensions were filtered and rinsed with additional deionized water through
a 3-µm Isopore™ polycarbonate membrane filter (Merck Millipore). Filters were mounted on
aluminium stubs and coated with platinum using a BAL-TEC MED 020 Modular High Vacuum
Coating System for 30 s at 100 mA. A Hitachi SU-70 ultra-high-resolution analytical field
125
emission (FE) scanning electron microscope (Hitachi High-Technologies Corporation, Tokyo,
Japan), operated at 5 kV and with a 10 mm working distance, was used for the analysis. SEM
images were taken using the upper (SE-U) detector signal. Photomicrographs were digitally
manipulated and plates containing light and scanning electron micrographs were created using
CorelDraw X6©. Additional graphics were constructed using R (R Core Team, 2014). Permanent
slides, as well as raw and cleaned samples, were deposited at the ‘Herbário do Instituto Nacional
de Pesquisas da Amazônia (INPA), Manaus, AM, Brazil’. Isotype slide was deposited at the
Botanic Garden Meise (BR), Belgium. Additionally, we used Omnidia software version 5.3
(Lecointe et al., 1993) to calculate the Specific Polluosensitivity Index IPS (Cemagref, 1982). This
is a standard diatom index, and is routinely used to assess the water quality of rivers and streams.
It considers the abundance of 1488 taxa, and the level of pollution sensitivity determined for each
of them. The calculated scores range from 1 to 20, and watercourses are assigned to one of five
quality classes: excellent, good, medium, tolerable and bad.
Results
Eunotia amazonica F.F. Almeida & C.E. Wetzel, sp. nov. (Figs 2–40)
Descriptio: Cellulae rectangulare aspectu cincturae, substrato affixae per pendunculum
mucilaginum longum. Valvae margine ventrali recta, linea dorsalis magis convexa apicibus
distincte vel minime attenuatis et paene acute rotundatis. Longitudo 12.0-56.4 µm, latitudo 4.2–
6.5 µm. Striae transapicales 18–20 in 10 µm. Raphe cum fissuris terminalibus curte hamatis in
facie valvae externe visibilibus, interne cum helictoglossis distinctis (id est noduli terminales cum
fissures terminalibus bene visibiles). Striae aequaliter dispositae, parallelae, densior ad apicem et
radiatae ex terminali hyaline area ad limbum; spinulae marginales nullae. Campi apicales
porellorum in formae indefinitus adsunt. Rimoportula una, ad laterem ventralem basis vel capiti-
poli posita, in transitione faciei valvarum limbo; in frustulo completo rimoportulae valvarum
semper ad polos opposites positae. Cingulum ex 4–6 copulis apertis curvatis porosis constans.
Holotype (here designated): Specimen from slide BR-xxxx, depicted in Fig. 11, deposited at the
Botanic Garden Meise (BR!), Belgium. Periphytic material growing on submerged leaves.
Collectors: Almeida, F.F. & Hase, E.S.; sample 56; date: 07/VI/2014.
126
Isotype (here designated): Slide INPA–265763 deposited at the ‘Herbário do Instituto Nacional de
Pesquisas da Amazônia’ (INPA!), Manaus, Amazonas, Brazil.
Type locality: Brazil, Amazonas, Lower Rio Negro, 03°09'71"S, 59°58'68"W. Rio Negro
hydrographical basin.
Etymology: ‘amazonica’, referring to the Amazonian region (South America).
Description
Light microscopy (Figs 2–31): Cells free-living or attached to the substratum via a long
mucilaginous stalk (Figs 2–5). One stalk per cell was usually observed, but up to four cells joined
at their bases could also be found (Fig. 4 showing three cells in one stalk). Two elongate, often
curved, plastids which lie below the valves; two small round structures (oil droplets probably)
often observed (Fig. 5). Cleaned cells in valve view are typically ‘eunotioid’ with clear
dorsiventrality (Figs 6–31) and rectangular on girdle view (Figs 13, 14). Straight ventral margin
and dorsal margin convex. Ventral valve margins less concave than dorsal margins convex, almost
parallel even the middle portion of longest specimens (Figs7–9). Valve ends in most specimens
not set off from the main body of the valve, only slightly protracted by a narrowing in longest
specimens (Fig. 6); apices variably acutely rounded. Terminal raphe nodules very distinct and
conspicuous, central nodules distinctly evident becoming closer spaced as the cells becomes
smaller (Fig. 30). No spines observed. Valves 12.0–56.4 µm long, 4.2–6.5 µm wide in the middle,
with 18 to 20 evenly spaced parallel striae in 10 µm (exceptionally, initial cells can have lower
denser striation, ca. 14–16; Fig. 6). Striae become slightly radiate towards the apices.
Scanning electron microscopy (Figs 32–40, 44–45): External valve face is smooth to slightly
undulate (Figs 32, 33). Dorsal valve mantle is perpendicular to the valve face (Fig. 34) and shows
striae that are continuous with those of the valve face without any interruption at valve face mantle
127
junction on the dorsal side (Figs 37–38). Valve face striae are uniseriate, parallel and regularly
spaced on the dorsal valve margin (Fig. 34). A concentration of striae is markedly present at the
both extremities forming a small apical pore field-like cluster (Fig. 35). Areolae are small, circular,
closely spaced and occluded on the external surfaces by a volate vela that occludes the areola (Fig.
36). Raphe sternum is smooth and narrow with a filiform well developed raphe positioned on the
ventral valve mantle with distal raphe endings turned towards the valve face (Figs 33, 37, 38). The
girdle bands consist of up to 4–6 perforated copulae (Fig. 33). Internally where the distal end of
the raphe terminates, a solid thickening (subapical costae) extends from the ventral mantle, across
the valve face and terminates close to or at the dorsal margin (Figs 39–40). The thickening is
usually smooth and hyaline and is also observable externally (Figs 37, 38). One rimoportula per
valve (Fig. 33), always positioned in the right apex (internally) when the ventral mantle is
downwards (Fig. 40). The distal end of the raphe curves up onto the proximal side of the thickened
structure and terminates midway across the valve face as a small swollen helictoglossa (Figs 39,
40). Specimens attached to the substratum via a peduncle attached to one of the apices (Fig. 44) or
organized in small rosette-like clusters (Fig. 45) attached to the substratum.
Distribution and ecology: On the type slide, Eunotia amazonica reached 12% of relative
abundance. Other taxa associated in this sample included Eunotia rabenhorstiana, E. intricans,
Fragilaria nitzschioides var. brasiliensis Grunow in Van Heurck, Encyonopsis frequentis
Krammer and Frustulia saxoneotropica Metzeltin & Lange-Bertalot. The species was commonly
found among the 96 periphytic samples collected from the left bank of Rio Negro during the years
2013 and 2014. Eunotia amazonica was widely distributed and rather abundant in all samples
regardless the area (LAI, IAI and HAI) or sampling sites (Sites 1 to 12), reaching 88% of relative
abundance at the Station 6 in July 5, 2014 (Fig. 41A) and being present in all collected samples
(100% frequency). The species was in general sub-dominant along with E. intricans (Fig. 41B)
and E. rabenhorstiana (Fig. 41C) at all sampling sites. Based on the water physico-chemical
characteristics at the sampling stations we can define the species as having preferences for
oligotrophic acid environments with low electrolyte content (Fig. 42 A-C). Indeed, the lowest
mean relative abundance values were obtained where the highest conductivity was found (i.e. sites
10 and 11), and a strong degree of organic pollution was detected using the IPS index (Fig. 42 D).
128
Additional records of E. amazonica in the Amazon were made by Wetzel et al. (2012)
during an expedition across the Negro River basin in March 2005 in which 129 samples of
periphyton mainly in riparian flooded forests located in nine different tributaries spread over about
800 km of Negro river were sampled. In Wetzel et al. (2012), E. amazonica was in several
occasions mistakenly identified as Eunotia souzae Metzeltin & Lange-Bertalot, and was the second
most abundant species in terms of counted valves. Eunotia amazonica has also been illustrated and
photographed as “Eunotia pectinalis (Dillw.? Kütz.) Rabenh. var. minor (Kütz.) Rabenh.” by
Fukushima & Xavier (1988, pl. 1, figs 5-8) who also sampled very close to the localities were E.
amazonica was found, i.e. the lower reaches of the Negro River in Manaus.
Taxonomic remarks: From South America, the most similar species found in the literature
is E. souzae (Metzeltin & Lange-Bertalot 2007, p. 120, pl. 90, figs 1-9), recently described from
the Amazonian region (Essequibo River in French Guyana). The latter taxon is also characterized
by having “ventral margins very slightly to moderately concave, dorsal margins moderately
stronger convex”. However, the valve dimension of E. amazonica is always wider (4.2–6.2 µm)
than E. souzae (3.3–4.0 µm) although the length of the two species overlaps; stria density is slightly
higher in E. amazonica (18–20 in 10 µm) than in E. souzae (15–19 in 10 µm). Another important
observation is that in E. souzae large and small specimens have narrower ‘set off’ apices. Finally,
the ‘terminal nodule’ (helictoglossae) visible in LM, is located closer to the apices in E. amazonica
than in E. souzae in which the hooked curvature of the raphe is clearly visible on the valve face.
Eunotia species from South America illustrated in earlier publications (e.g. Schmidt et al., 1874-
1959) do not include similar species and neither does the recent typifications of Eunotia species
from C.G. Ehrenberg material from Guyana and Brazil (Reichardt, 1995; Silva et al., 2012).
From North America, Eunotia sarraceniae E.E. Gaiser & J.R. Johansen, described from
epipelic fine sands in Sarracenia Bay (South Carolina, U.S.A.), is another species that resembles
E. amazonica, but E. sarraceniae has lunate and strongly arcuate valves (Gaiser & Johansen,
2000), while in E. amazonica the ventral margin is always straight. Although not specifically
mentioned in the original description, Edlund & Brandt (2010) later reported and illustrated E.
sarraceniae as having two rimoportulae per valve and slightly ‘amphoroid’ frustule symmetry.
Metzeltin & Lange-Bertalot (1998, pl. 61, figs 5, 6) illustrated two specimens as “Eunotia spec.”
from the Kukenan River (Amazonian region, Venezuela) that could be ascribed to E. sarraceniae
129
as illustrated in Edlund & Brant (2010, figs 19–25). The frustules of E. amazonica are always
rectangular and girdle view and the cells are smaller than E. sarraceniae.
Comparable northern hemisphere species that show similar morphology include Eunotia
boreotenuis Nörpel-Schempp & Lange-Bertalot in Lange-Bertalot & Metzeltin (1996), Eunotia
subarcuatoides Alles, Nörpel & Lange-Bertalot (Alles et al., 1991) and Eunotia scandiorussica
Kulikovskiy, Lange-Bertalot, Genkal & Witkowski (Kulikovskiy et al., 2010), all of them
illustrated and described in detail in Lange-Bertalot et al. (2011). Regarding valve outlines, none
of these taxa has been shown to have a straight ventral margin as in E. amazonica. Moreover E.
boreotenuis and E. subarcuatoides are generally smaller, thinner and have smaller, less
conspicuous terminal nodules. The type populations of E. amazonica differs clearly from the type
population of E. boreotenuis from Finland (Lange-Bertalot et al., 2011, pl. 126, figs 1-6), being
more similar to the population of United Kingdom (Lange-Bertalot et al., 2011, pl. 126, figs 36-
41) which shows cells with straighter ventral margins but smaller specimens. Eunotia boreotenuis
possesses moderately denser transapical striation from 15 to18 in 10 µm. With SEM all these
species have fewer areolae in 10 µm over the valve face than E. amazonica.
In conclusion, we could not find any published species that could be conspecific with E.
amazonica in publications from North America (Patrick & Reimer, 1966; Siver et al., 2005, 2006;
Spaulding et al., 2010; Furey et al., 2011; Siver & Hamilton, 2011), Europe (Lange-Bertalot et al.,
2011; Pavlov & Levkov, 2013), South America (Metzeltin & Lange-Bertalot, 1998, 2007),
Holartic region (Kulikovskiy et al., 2015) or Antarctica (Van de Vijver et al., 2014).
Discussion
In the present study we illustrate in detail a stalk-forming Eunotia for the first time,
addressing the importance of assessing the live material previous to any investigation concerning
diatom communities in poorly known regions with the intention to use them as bioindicators of
environmental change. Trait- or functional-based approaches to investigate periphytic community
structure are increasingly used in phycological studies since they can successfully explain
community composition and variation along environmental gradients (Liu et al., 2013; Vilmi et
al., 2015). Based on the frequency with which “life form” and “algae” have occurred together in
manuscript titles (Fig. 43), this has become a fashionable research topic that also increased
regarding diatoms. The debate over the use of life-forms and functional traits in phytoplankton
130
(Reynolds et al., 2002; Padisák et al., 2009) is more established than their use in phytobenthic
(periphytic) studies (Passy, 2007; Berthon et al., 2011; Rimet & Bouchez, 2011, 2012; Wetzel et
al., 2012; Lange et al., 2016; Soininen et al., 2016; Tapolczai et al., 2016) to infer and provide
more information about the structure and architecture of biofilms. However, as cautiously
suggested by Padisák et al. (2009) splitting species into different functional groups requires a deep
knowledge of the autecology of single species or species groups and there is the risk of
misidentifying species and coming to wrong conclusions, and that even experienced ecologists
may place species in inappropriate groups.
Freshwater rivers and lakes from the Amazon are predominantly oligotrophic and pristine
ecosystems. Their chemical conditions often yield diatom assemblages dominated by taxa from
the Eunotiophycideae whose growth form (including biofilm architecture) is poorly known but
whose diversity is high. Berthon et al. (2011) advocated in favour of using biological traits,
specifically with diatoms, since the “advantage is that this kind of metric could be utilised to study
geographical areas where taxonomy is unknown”, or “where we do not have sufficient data
available to establish a robust ecological profile using species level determination, as is the case
in French overseas territories”. However, this justification seems to be weak even for French
Guiana for example, where several Eunotiaceae species occur as dominants in periphytic
assemblages (see Tudesque et al., 2012).
For instance, the SEM Figures 44−56 illustrate the three main diatom species found in the
Rio Negro basin that exhibit three different ways of attachment (growth form) to the substratum
(contrary to the ribbon-like structures found in all Eunotia species from Europe). The epiphytic
habit of E. amazonica on Batrachospermum sp. (Acrochaetiaceae, Rhodophyta) is possibly due to
the secretion of rather thick and long mucilage stalks in which the cells are inserted by one of their
apices and girdle bands (Figs 44, 45), while E. intricans forms ribbon-like colonies (Fig. 46).
However, the most impressive life-form is the arborescent (branched) colonies made by E.
rabenhorstiana (Figs 48−56). This species is among the most common Eunotia found in the
Amazon basin (Metzeltin & Lange-Bertalot, 1998) and was described as having such a life-form
by Grunow in 1865, and his illustration is reproduced here in the Figure 49. The cells are strongly
attached to each other at the extremities by encrusting mucilage extruded from the apices and
through the girdle bands and the areolae near the apices (Figs 51, 52, 54). If we consider a fourth
131
type of habit (colonial planktonic) illustrated by Wetzel et al. (2010, fig. 253) we can affirm that
the four main Eunotia species (dominant) in the Rio Negro basin have four distinct life-forms (i.e.
ribbon-like, stalked, branched-arborescent and colonial planktonic) contrary to the ribbon-like
present in all European databases including Eunotia and that are currently used by non-European
researchers in subtropical or tropical environments (e.g. Wetzel et al., 2012; Cibils et al., 2015;
Dunck et al., 2016).
The genus Eunotia is usually mentioned to be found as “mobile”, “fixed by pads” or yet
“without structures of fixation” (i.e. colonial and mobile) (Burliga et al., 2004; Chiovitti et al.,
2006; Berthon et al., 2011, respectively). For instance Rimet & Bouchez (2012) presented a wide
revision from the literature concerning the diatom life-forms of hundreds of freshwater (mostly)
European species where 33 (thirty-three) Eunotia species are concerned: all of them are classified
as having the same way of life, i.e. mobile (colonial) species. As demonstrated, this classification
cannot be applied in the Rio Negro basin, and must probably be avoided in the entire Amazonian
region, or if so, the necessary prior adaptations making observation of live material to confirm
mobility or type of colony at least for the dominant taxa. Among the 186 Eunotiophycideae taxa
reported by Wetzel et al. 2012, very few have their growth life known.
Diatoms exhibit an important diversity of life-forms, and many of them can form colonies.
Taxa can even present several successive life-forms during their life-cycle (Round et al., 1990).
This diversity of life-form is promoted by production of extracellular polymeric substances
(consisting primarily of polysaccharides) in the form of stalks, tubes, apical pads, adhering films
fibril and cell coatings which are conspicuous components of diatom growth in both planktonic
and sessile forms (Hoagland et al., 1993; Gretz, 2008; Aumeier & Menzel, 2012) and in many
‘pennate’ or ‘centric’ diatoms it forms part of their biological success (Drum & Hopkins, 1966).
Despite this diversity and importance of the life-form in the biological success of diatoms, most
of the papers that described new taxa of Eunotia illustrated or even mentioned life-form (Metzeltin
& Lange-Bertalot, 1998, 2007; Souza & Moreira-Filho, 1999; Burliga et al., 2007, 2013; Wetzel
et al., 2011; Burliga & Kociolek 2012). With some rare exceptions (in modern literature), the
description of new species, for instance E. ariengae (Burliga et al., 2007) and E. tukanorum from
Amazon basin (Wetzel et al., 2010), includes the illustration of life-form. Furthermore, there is no
record of pedunculate (attached to the substrata by stalks) species belonging to Eunotia. The only
132
example so far from the Eunotiaceae was illustrated in the work of Sabbe et al. (2001) who
described and illustrated Actinella aotearoaia R.L. Lowe, B.J.F. Biggs & Francoeur in Sabbe et
al. (2001, fig. 2) in which the species is attached to the substratum via a long mucilaginous stalk.
The stalk form is featuring by a unidirectional deposition of multi-layered structure attaching cells
to substratum (Hoagland et al., 1993).
The site of stalk secretion varies for different species and may be the raphe, the mantle
edge, fultoportula, rimoportula, row of slits in the basal pole of the cells or an apical region of the
frustule bearing numerous small pores, the apical pore field (APF) (Hasle, 1973; Gibson 1979a, b;
Pickett‐Heaps et al., 1991; Hoagland et al., 1993; Chiovitti et al., 2006; Kilroy & Bothwell, 2011,
2014; Ravizza & Hallegraeff, 2015). However the APF is the most known structure related with
the excretion of stalks (Gibson, 1979a,b; Chiovitti et al., 2006; Kilroy & Bothwell, 2011, 2014;
Aumeier & Menzel, 2012). According to Hasle (1973) whenever an APF is present in species
either appearing in colonies or attached by a stalk, a pad or a cushion, the material forming these
structures outside the cell is extruded from the APF. However, as pointed earlier by Hasle (1973)
if an APF can be said to be present in some Eunotia, it is poorly developed. According to Round
et al. (1990) some genera do not possess rimoportulae nor any other obviously differentiated areas
of pores, and yet can attach to rocks or plants.
As observed by Cox (1996) in a marked contrast to most algal groups, diatom identification
involves the destruction of organic material, including cell contents and extracellular products used
in attachment and colony formation that presents drawbacks to ecological studies. A good example
of studies is the one recently made by Wang et al. (2014) using scanning electron microscopy to
illustrate the adhesive structures secreted by Achnanthidium Kützing, Cocconeis Ehrenberg,
Cymbella C.A.Agardh, and Cyclotella (Kützing) Brébisson taxa as they colonize surfaces, under
natural lotic conditions. Their results revealed long filaments, short fibrillar filaments attached by
densely branched stalks, and biofilms, changed under different environmental and microhabitat
conditions.
Rather than claiming the replacement of diatom identification by biological traits as a
biological tool for water quality assessment (in Europe or abroad), one of the first steps would be
the observation of which biological traits are available and adequate it to the region. Search for the
trade-off equilibrium between observation and practice. The misuse or careless use of biological
133
traits might distort the reality and many spurious correlations within diatom communities can be
found using such methods; a malpractice that already occurred with phytoplanktonic groups.
Acknowledgments
The authors thank to J. Patrick Kociolek for verifying the linguistics of the manuscript. F. F. de
Almeida thanks to Coordenaçao de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível Superior (CAPES) and
Fundaçao de Amparo à Pesquisa do Estado do Amazonas (FAPEAM) for the scholarship.
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143
Fig. 1. Sampling sites located in the left bank (main channel) of the Rio Negro, Brazilian Amazon, South America, in the surroundings of the city of Manaus.The sites were a priori classified into low anthropogenic influence (LAI), intermediate anthropogenic influence (IAI) and high anthropogenic influence (HAI).
144
Figs 2–31. Eunotia amazonica sp. nov. LM. Figs 2–5.Fixed material (Transeau’s solution) showing long stalked specimens growing in Batrachospermum spp. filaments. Figures 2 and 3 (arrows) showing up to three cells as well as individual cells per stalk; Fig. 5: arrowheads show small round structures (oil droplets); Figs 6–31. LM. Size reduction series from type material (sample INPA-4000280, Rio Negro, Brazil. Girdle view of the same specimens under distinct focus showing thedorsal mantle (Fig. 13) and ventral mantle with raphe branches (Fig. 14).
145
Figs 32–40. SEM images of Eunotia amazonica sp. nov. Fig. 32: External view displaying valve surface and striae arrangement; Fig. 33: External view of the ventral portion of the frustule; external aperture of rimoportulae in opposite sides at both valves; Fig.34: External view of dorsal valve mantle; Fig. 35:Detail view of the areolae concentrated at the apical porefield-like cluster as well as the raphe branch and rimoportula aperture; Fig. 36: White arrows showingpartially occluded areolae (volate vela); Fig. 37: Detail of external apex showing rimoportula aperture; Fig.38: Thickening of silica separating the apical pore fieldlike cluster; Figs 39–40: Internal apices views showing the silica thickening; well-developed helictoglossa and rimoportula on the valve mantle.
146
Fig. 41. Relative abundance of three dominant Eunotia species in the Rio Negro hydrographical basin near the city of Manaus (Brazil). The three species haveall different traits concerning the life-form and attachment to the substratum, i.e. A) stalked, B) ribbon-like, C) branched-arborescent (n=96).
Fig. 42. Box plots with mean and quartiles of basicchemical information (A: phosphates, B: electric conductivity; C: pH) concerning the sampling sites (S1 to S12) near Manaus (Brazil). The IPS diatom index (D) is also calculated (n=96). Samples collected during flooded periods (May-June) of 2013 and 2014.
147
Fig. 43. Plot showing the number of peer-reviewed articles published in the primary literature having “functional diversity” and “algae” in their title or abstract for each year, from 1950 to 2015, based on ISI’s Web of Science database.
148
Figs 44–56. SEM examples of usually dominant Eunotia species from the Rio Negro basin (Brazilian Amazon) with distinct life-forms. Figs 44–45: Eunotia amazonica sp. nov. (stalked); Fig. 46: Eunotia intricans (ribbon-like); Fig. 47: Eunotia subrobusta Hustedt (ribbon-like); Figs 48–56: Eunotia rabenhorstiana (≡Desmogonium rabenhorstianum) (branched-arborescent life-form) including detailed views (51–52, 53) and general aspect of the colony. Fig. 49: Reproductionof the original draw of Desmogonium rabenhorstianum Grunow (1865, pl. 1, fig.1a-l).
149
Capítulo 4. Gomphonema frequentis comb. nov.: analysis of type material of a widely reported species with a tropical distribution.
Almeida, F. F., Santos-Silva, E. N., Ector, L., Wetzel, C. E. Gomphonema frequentis comb. nov.: analysis of type material of a widely reported species with a tropical distribution. Manuscrito submetido à Phytotaxa.
150
Gomphonema frequentis (Krammer) comb. nov. (Bacillariophyta): distribution, ecology and
taxonomy of a common Neotropical diatom
Fabiane F. De Almeida1,2,3, Luc Ector3, Edinaldo N. Santos-Silva1 & Carlos E. Wetzel3
1 Instituto Nacional de Pesquisas da Amazonia (INPA).
2 Centro Universitário do Norte (UNINORTE).
3 Luxembourg Institute of Science and Technology (LIST),
151
Abstract
The transfer of Encyonopsis frequentis Krammer to the genus Gomphonema Ehrenberg is
presented using light and scanning electron microscopy. The taxon is characterized by presence of
lanceolate valves, heteropolar, with both apices strongly capitate, two apical pore fields, and
elongated areolae slit-like. Besides, significant heteropolarity of the specimens measured and other
shared similarities with the genus Gomphonema (APF, areolae, external and internal aperture of
the isolated pore) allows us to classify this species into the genus Gomphonema. Morphological,
ecological and distribution data are presented and discussed based on available literature for this
taxon.
Key words: Brazil, Encyonopsis, Gomphonema, Kurtkrammeria, Negro River, tropical diatom
152
Introduction
The Order Cymbellales D.G.Mann belongs to Class Bacillariophyceae and includes
currently four families (Rhoicospheniaceae Chen & Zhu, Anomoeioneidaceae D.G.Mann,
Cymbellaceae Greville and Gomphonemataceae Kützing) according to Round et al. (1990).
Members of this order show a high diversity of shapes with different symmetry in the apical and
transapical axes (Kermarrec et al. 2011).
Among the Cymbellales the genus Gomphonema Ehrenberg (1832: 87) is among the
largest, including up to ca. 1750 taxa distributed worldwide (Fourtanier & Kociolek 2011).
Members of this genus are almost exclusively freshwater in terms of habitats and the genus is quite
diverse morphologically (Karthick et al. 2011). Variation in valve ultrastructure, including
presence or absence of stigmata, areolar structure, structure and position of the apical pore fields
(APF’s), and presence/absence of spines to name a few (Kociolek & Stoermer 1993, Metzeltin &
Lange-Bertalot 1998, Reichardt 1999).
The genus Encyonopsis Krammer (1997a: 156) was described to accommodate a series of
small to moderately large freshwater species that formerly belonged to Cymbella C.Agardh (1830:
1) showing only weakly dorsiventral, sometimes even naviculoid valves, a filiform, weakly
ventrally curved raphe with distal fissures turned to the ventral side and proximal endings turned
dorsally, the absence of both apical pore fields and isolated pores (stigmata and stigmoids) in the
central area, and the presence of small, rounded to transapically elongated areolae arranged in
uniseriate striae (Krammer 1997a, Van de Vijver et al. 2012, Bahls et al. 2013). Species of
Encyonopsis live exclusively in freshwater, typically in cold waters rich in oxygen and with low
to moderate concentrations of electrolytes, they are particularly common in mountains and at
higher latitudes, but the genus also occurs at lower elevations and in the tropics (Krammer 1997b,
Metzeltin & Lange-Bertalot 1998, 2007, Torgan et al. 2007, Raupp et al. 2009, Marquardt et al.
2010, Wengrat et al. 2015).
More recently Kurtkrammeria Bahls (2015: 170) has been separated from Encyonopsis to
accommodate a series of medium to large taxa with: 1: slit-like areolae oriented apically; 2: striae
that are convergent at the apices; 3: internal proximal raphe ends that are widely separated and
hooked strongly to the dorsal side of the valve; 4: presence of well to poorly organized groups of
small round areolae at both poles that resemble apical pore fields (APFs) divided by the distal
153
raphe fissures and 5: raphe branches of equal length and symmetric valves with respect to the
transapical axis (Bahls 2015: 170).
Based on morphological information, i.e. light (LM) and scanning electron microscopy
(SEM), concerning the three mentioned genera we present here a discussion on the morphological
features and the generic position of Encyonopsis frequentis Krammer (1997b: 201) a common
species from various black water rivers in the Amazon region of South America (Krammer 1997b,
Metzeltin & Lange-Bertalot 1998, Vouilloud et al. 2010).
Material & Methods
Study area
The Negro River basin mostly encompasses an intensely weathered area of the
Precambrian shield with a basin area of 720,114 km2. The river has an extension of at least 1.700
km (Revenga et al. 1998, Goulding et al. 2003, Latrubesse & Franzinelli 2005), with 90% of the
area of its basin are located in Brazil, 9% in Colombia and 1% in French Guiana. The study was
carried out in the lower reach of the Negro River, near the city of Manaus (AM), Brazil, located
between 62°W and its confluence with the Solimões (60oW) (Franzinelli & Igreja 2002). In this
section the river can be up to 20 km wide (Anavilhanas Islands) and it is bordered by discontinuous
cliffs (‘falésias’), formed by the ‘Alter do Chão’ deposits up to 90 m deep just before the
confluence with the Solimões River (Franzinelli & Igreja 1990, 2002, Franzinelli 2011). The
streams that rise in these ancient crystalline highlands are classified as either blackwater (e.g.
Negro River) or clearwater (e.g. Trombetas, Xingu, Tocantins-Araguaia and Tapajós rivers). The
blackwater tributaries have higher levels of humic acids (which cause their dark colour) and
originate in nutrient-poor, often sandy uplands, so they carry little or no silt or dissolved solids
(Hedges et al. 1994, Franzinelli & Igreja 2002, Aucour et al. 2003) with very low conductivity (9–
10 μS.cm-1) and low pH (4.8–5.1) (Furch & Junk 1997). According to Küchler et al. (2000), most
samples of the Negro River hydrographical basin form a homogeneous black water group, distinct
from the white waters of the Solimões River, the main tributary of the Amazon River.
154
The Negro River has suffered major anthropogenic pressures near the city of Manaus (up
to 1,800 million population), due to the large amount of untreated sewage poured directly in the
river (Andrade et al. 2006, Couceiro et al. 2006, Pereira et al. 2006, Pinto et al. 2009).
Site selection
Based on the information above, the left bank of the Negro River was divided into three
areas representing a certain degree of potential anthropogenic impact: 1) low anthropic influence
area (LAI), upstream of the Manaus city; 2) intermediate anthropic influence area (IAI), already
close to urban area but without strongly polluted tributaries and 3) high anthropogenic influence
area (HAI) in front of the city of Manaus (Figure 1).
The LAI is located between the Lake Tatu (3º03'10.77 ''S and 60º17'45.30''W) and east of
Tarumã-Mirim stream (3º01'56.20''S and 60º17'32.95''W). Four sampling (S1 to S4) stations are
distributed in this reach that has approximately 20 km. The IAA also has four sampling stations
and is bounded on the west by the of Tarumã-Mirim stream (3º01'56.20 ''S and 60º17'32.95''W)
and east by Tarumã-Açu stream (3º02'42.65''S and 60 06'55.36''W) (sites S5 to S8) and is
approximately 10 km long. Finally the HAI is located between the Tarumã-Açu (3º02'42.65 ''S and
60°06'55.36''W) and Ceasa Port (3º09'44.59''S and 59 58'44.65 '' W). This reach (approximately
20 km) has also four sampling stations (S9 to S12) and is characterized by having two major
organically polluted sites. All sampling stations are located before the confluence with the
Solimões River; after the confluence it becomes the so-called Amazon River.
Sampling design and sample processing
The sampling was carried out during two wet seasons (flooding period) in 2013 and 2014, during
four consecutive weeks at the 12 sampling stations. Periphytic samples (n=96) were collected
mainly in the riparian zone (flooded area). The habitats sampled included fine submerged
vegetation, roots of riparian vegetation, leaves (and decaying leaves) and macrophytes roots of
Eichornia crassipes (Mart.) Solms. The substrates were washed in polyethylene containers using
distilled water to remove the debris associated and after that the substrates were scraped with a
stainless steel blade and soft toothbrush. Macroscopic filaments were also collected by hand and
155
placed into the same flask as the scraped material. The samples were fixed with Transeau’s solution
(Prescott 1962). Subsamples from fixed materials were cleaned (digested) using concentrated
H2O2, heating for 24–48 h using a sand bath. Preparations were then allowed to cool and settle for
24 h, and 80 to 90% of the supernatant was eliminated by vacuum aspiration. A volume of 1 ml of
HCl (37%) was then added and the mixture was allowed to stand for 2 h, followed by three
repetitions of rinsing and decantation as described above, using deionized water. Following
digestion and decantation, cleaned material was rinsed and diluted with deionized water and
mounted permanently on glass slides using Naphrax® as mounting medium (Brunel Microscopes
Ltd., Chippenham, Wiltshire, UK) for qualitative and semi-quantitative analysis.
For the semi-quantitative analyses all individuals found in random transects under light
microscopy across each permanent slide (n=87) were identified and counted (between 400 and 450
valves) with a Leica® DMRX light microscope with a 100x oil immersion objective at a
magnification of 1000x, following the European standards EN 13946 and EN 14407 (European
Committee for Standardization 2014a, b).
Light microscopy (LM) observations, identifications, measurements and micrographs were
performed with a Leica® DMR microscope equipped with a Leica-DFC 500 high-resolution
digital camera using Leica Application Suite software (v. 4.4.0, Leica Microsystems©). Images
were taken using differential contrast (DIC). For scanning electron microscope (SEM) analysis,
parts of the oxidized suspensions were filtered and rinsed with additional deionized water through
a 3-µm Isopore™ polycarbonate membrane filter (Merck Millipore). Filters were mounted on
aluminium stubs and coated with platinum using a BAL-TEC MED 020 Modular High Vacuum
Coating System for 30 s at 100 mA. A Hitachi SU-70 ultra-high-resolution analytical field
emission (FE) scanning electron microscope (Hitachi High-Technologies Corporation, Tokyo,
Japan), operated at 5 kV and with a 10 mm working distance, was used for the analysis. SEM
images were taken using the upper (SE-U) detector signal. Photomicrographs were digitally
manipulated and plates containing light and scanning electron micrographs were created using
CorelDraw X6®. Additional graphics were constructed using R (R CORE DEVELOPMENT
TEAM 2014).
Additionally, we observed the original material (lectotype) of Gomphonema productum
(Grunow) Lange-Bertalot & E.Reichardt in Lange-Bertalot (1993: 71) (= Gomphonema
156
angustatum var. productum Grunow in Van Heurck 1880, pl. 24, figs 52–55, as ‘Gomphonema
angustatum var. producta’) from the Van Heurck collection, housed in the Botanic Garden Meise
(BR). The “Type n° 217” designated by Lange-Bertalot (1993, p. 71, pl. 73, figs 14–17) was
illustrated in Krammer & Lange-Bertalot (1986, pl. 155, figs 10–12). The unmounted material was
prepared for LM and SEM analysis. To quantify the degree of heteropolarity of the valves
measures were taken from the raphe system using LM (n=30). The distance between the
helictoglossae and the terminal raphe ends were quantified (Figs 2 and 18). A simple t-test was
performed to verify its significance.
Results and Discussion
Taxonomic description
Division Bacillariophyta
Class Bacillariophyceae
Subclass Bacillariophycideae
Order Cymbellales
Family Gomphonemataceae
Genus Gomphonema
Gomphonema frequentis (Krammer) F.F.Almeida, Ector & C.E.Wetzel, comb. nov. (Figs 3–
17, 19–29, 37–38)
Basionym: Encyonopsis frequentis Krammer 1997, Bibliotheca Diatomologica 37: 201–202, pl.
157, figs 1–11, pl. 158, figs 1–3, pl. 166, fig. 3, pl. 175, fig. 1, pl. 202, figs 1–6.
≡ Kurtkrammeria frequentis (Krammer) Bahls 2015, Nova Hedwigia 101: 183.
157
Morphology:− LM: Valves lanceolate, heteropolar (footpole raphe longer than headpole
raphe), not dorsiventral (Figs 3–17). Both apices strongly capitate. Valve length 28–38 μm; valve
width 7.5–9.5 μm. Axial area narrow. The central area is symmetrical with a single long stria on
one side terminating in a distinct small rounded isolated pore sunk into the valve face. Striae
slightly radiate, becoming parallel near the apices, 15–16 in 10 μm. A sinuous central raphe system
with proximal ends weakly expanded and deflected towards the isolated pores. SEM: Externally
smooth valve face with small round shallow depressions along the axial area (Fig. 19). Uniseriate
striae formed bу sigmoid-elongated areolae apically orientated, striae continuous between the
valve face and the mantle, mantle shallow; isolated pore aperture round (Fig. 21). Internal proximal
raphe ends hook-shaped towards the same size. The internal opening of the isolated pore is
transversely elongated. The internal areolar openings are small, round to elongated, located in
shallow foraminal row. Specimens usually have two apical pore fields (headpole and footpole),
sometimes less evident on the headpole (Fig. 37) and consist of dense concentration of sigmoid
pores, with similar shape to the valve face, but much smaller (Figs 24–27). Helictoglossae are well
developed (Figs 28–29).
According to our observations, Encyonopsis frequentis has enough characters that justify
its placement in the genus Gomphonema Ehrenberg (1832: 87). While it could be argued that APFs
(or poorly-organized groups of small round areolae as defined by Bahls 2015) in Kurtkrammeria
species (when produced) are at both poles, not just on one as in usually happens in Gomphonema.
The presence of two apical pole fields was also observed in other Gomphonema species, such as
the specimens of the type material of Gomphonema productum (Figs 30–36, with arrows) for
example. Another species that can also produces APF-like structures is Gomphonema amoenum
Lange-Bertalot as illustrated by Levkov et al. (2016, pl. 84, figs 1–9). APF at both apices has also
been observed in Gomphonema difformum Karthick & Kociolek in Karthick et al. (2011: 223).
Structures similar to apical pore fields at the headpole and footpole are also seen in Gomphonema
kaznakowi Mereschkowsky (1906: 22), described from high mountain sites from China. Kociolek
(1992) showed with electron microscopy that an APF is conspicuous at the footpole of this
Gomphonema, and near the headpole the striae are interrupted by an unornamented area. Beyond
the unornamented area at the headpole, striae are denser and composed of densely arranged
areolae.
158
The apically elongated areolae slit-like is uncommon in Gomphonema species as illustrated
by Levkov et al. (2016) and is a defining character of Kurtkrammeria. However, the same type of
areolae if found in a species present in the same samples where G. frequentis was found:
Gomphonema archaevibrio Lange-Bertalot & E.Reichardt in Reichardt (1995: 32) shows the
similar areolae (Figs 39–40). Gomphonema and Kurtkrammeria can be hard to distinguish at first
sight, especially those species that have one isolated pore, more widely spaced central and a
slightly dorsiventral aspect. However, Kurtkrammeria species show raphe branches of equal length
(Bahls et al. 2015). The significant heteropolarity of the specimens measured (Figs 2–18) and other
shared similarities with the genus Gomphonema (APF, areolae, external and internal aperture of
the isolated pore) allows us to classify this species into the genus Gomphonema.
Ecology and distribution:─ Gomphonema frequentis was found as a common diatom in
the analysed samples from the Negro River. In a set of 87 periphytic samples collected between
2013 and 2014, G. frequentis was present in all sampling stations independently of the area (LAI,
IAI, HAI). However, G. frequentis was the most representative in terms of relative abundance,
reaching 48% into the station 9 on the date of June 22, 2014 (Fig. 1). Other taxa associated to G.
frequentis, in this sample, included: Eunotia bilunaris (Ehrenberg) Schaarschmidt (1881: 159), E.
intricans Lange Bertalot & Metzeltin (2009: 141–142), E. aff. subarcuatoides Alles, Norpel &
Lange-Bertalot (1991: 188), E. parasiolii Metzeltin & Lange-Bertalot (1998: 72–73), E.
rabenhorstiana (Grunow) Hustedt (1949: 72), Fragilariforma sp., Frustulia saxoneotropica
Metzeltin & Lange-Bertalot (2007: 142), and Gomphonema archaevibrio.
Based on physico-chemical characteristics of water measured in the sampling station
(available in Table 1: Supporting Information) and the localization of the station 9 in this study
(HAI – high anthropogenic influence area) it can be said that G. frequentis seems to be associated
with organically polluted sites. The assertion is, also, supported by data presented in Wetzel
(2011), which during an expedition across the Negro River basin in March 2005 collected 129
samples of periphyton mainly in riparian flooded forests located in nine different tributaries spread
over about 800 km of Negro River. Gomphonema frequentis, identified in this study of Wetzel
(2011) as Encyonopsis frequentis had its greatest relative abundance values into the most
organically polluted sites investigated.
159
Other records of Gomphonema frequentis, cited as Encyonopsis frequentis, were done to
Southern Brazil, in state of Paraná in the Paranaguá and Pedras rivers (Tremarin 2005, Marquardt
et al. 2010, respectively), in state of Rio Grande do Sul (Casamento lake) (Torgan et al. 2007), to
the Central region of Brazil, in the Itiquira, Paranã, Forquilha rivers (Souza & Oliveira 2007) and
Descoberto River (Silva 2011), and to Northern Brazil, in Calado lake (Metzeltin & Lange-Bertalot
1998), Cutiuau lake (Raupp et al. 2009) and Negro River (Wetzel 2011).
Another Gomphonema, originally described as Encyonopsis frequentiformis Metzeltin &
Krammer (1998: 508–509), was observed to the Central region of Brazil in the Descoberto River
(Silva 2011), and Erereri River and more recently in the Negro River, both located in Northern
Brazil (Metzeltin & Lange-Bertalot 2007, Wetzel 2011, respectively). More information about
distribution of Gomphonema frequentis and the latter species is available in the Fig. 1.
For the same reasons discussed above, the morphology of E. frequentiformis associates this
taxon more closely to the genus Gomphonema and, therefore, its transfer to this genus is also
justified:
Gomphonema frequentiformis (Metzeltin & Krammer) F.F.Almeida, Ector & C.E.Wetzel,
comb. nov.
Basionym: Encyonopsis frequentiformis Metzeltin & Krammer in Metzeltin & Lange-Betalot
1998, Iconographia Diatomologica 5, p. 39, pl. 137, figs 13, 14, 16.
Acknowledgements
We are grateful to Dr. Bart Van de Vijver (Botanic Garden Meise) for providing Gomphonema
type material from Van Heurck collection. F.F. de Almeida thanks to Coordenaçao de
Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível Superior (CAPES) and Fundaçao de Amparo à Pesquisa do
Estado do Amazonas (FAPEAM) for the scholarship.
160
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166
Fig. 1. A) Distribution of Gomphonema frequentis and G. frequentiformis in South America; B) Sampling sites located on the left bank of the Negro River, in the vicinity of Manaus city, Brazilian Amazon; C) Distribution of Gomphonema frequentis in the sampling stations 1 to 12 at Manaus (AM, Brazil).
167
Figs 2–18: Gomphonema frequentis comb. nov. LM. Fig. 2: Raphe length measures taken from the helictoglossa at the apical pole (A) and footpole (B) until central raphe endings. Figs 3–17: Size reduction series of a population from the Negro River. Fig. 18: Boxplot results of paired measurements taken (n=30). T-test two-tailed P < 0.0001, considered extremely significant different.
168
Figs 19–29: Gomphonema frequentis comb. nov. SEM. Fig. 19: External valve outline overview. Sinuous raphe and heteropolar valves. Fig. 20: Internal valve. Fig. 21: Detail of central area showing rounded isolated pore (‘stigma’) and sigmoid slit-like areolae. Striae not interrupted in the valve face-mantle junction. Proximal raphe endings rounded. Figs 22–23: Internal detail of central area showing transversely elongated isolated pore located in a long groove. Strongly hook-shaped proximal raphe ending. Areolar openings are large and round without internal occlusions, located in а deep foraminal row between strongly silicified vimines. Figs 24–25: Detail of apical (24, 25) and footpoles (26, 27) showing the presence of apical pore field on both apices. Raphe slightly curved to the same side. Figs 28–29: Internal detail of both apices showing the helictoglossae and the slit-like internal areolae openings.
169
Figs 30–36: Reproduction of Gomphonema angustatum var. productum Grunow in Van Heurck (1880, pl. 24, figs 52–55). Figs 31–36: LM and SEM of Gomphonema productum (Grunow) Lange-Bertalot & Reichardt (= G. angustatum var. productum (‘producta’) from Van Heurck) Type n° 217 showing apical pore field on both apices, sinuous raphe system and partly biseriate striae formed by round small c-like areolae. Biseriate pattern is present near the axial area.
170
Figs 37–40: Commons Gomphonema species from the Rio Negro: Figs 37–38: Gomphonema frequentis showing external valve overview and detail of the central area with slit-like areolae and apical pore field consipicuous on the footpole. Figs 39–40: Gomphonema archaevibrio showing slight heteropolarity and slight dorsiventrality. Detail of the central area showing sigmoid slit-like areolae.
171
Recomendações
Com base nos resultados desta tese a autora toma a liberdade de fazer as seguintes
recomendações:
1) Se fazem necessários estudos mais aprofundados da taxonomia e ecologia das algas
perifíticas de rios da planície de inundação Amazônica, especial ênfase para o rio Negro,
onde o presente estudo foi realizado;
2) Se fazem necessários estudos mais aprofundados sobre a composição de algas perifíticas
de ambientes impactados na região Amazônica, como por exemplo igarapés urbanos em
Manaus – Brasil. Estudos que considerem a assembleia de algas perifíticas presentes em
ambientes impactados podem ajudar a elucidar as preferências ecológicas de muitos táxons
e assim contribuir para utilização de índices já existentes, bem como, no desenvolvimento
de índices específicos para esta região.
3) Se faz necessário, urgentemente, o estabelecimento de padrões mais rígidos, no que diz
respeito, a avaliação da qualidade da água no desenvolvimento de Estudos de Impacto
Ambiental;
4) Soma-se ao recomendado no tópico acima, a importância de se incluir nestes estudos,
além do fitoplâncton, as algas perfíticas, tendo em vista, que as estas últimas são sesséis e
portanto, refletem melhor os eventos ocorrido no ambiente aquático, por não poderem se
esquivar das fontes poluidoras;
5) No caso de Estudos de Impacto Ambiental em que não se possa considerar as duas
assembleias (algas perifíticas e fitoplâncton), devido, entre outros fatores, às restrições
orcamentárias, é preferível a utilização de algas perifíticas. Primeiro, pelo motivo citado
acima (são sesséis), segundo pelo fato de haver mais trabalhos ao redor do mundo onde
estas algas são utilizadas como bioindicadoras, especialmente as diatomáceas, isto torna os
trabalhos passíveis de comparação, tornando as conclusões mais confiáveis (vide, também,
o item 7);
6) Aos que pretendem realizar avaliação da qualidade da água do rio Negro, recomenda-se
fortemente incluir um fator biológico, pois estes tendem a responder de forma mais
completa as mudanças da qualidade da água, o que resulta em uma melhor avaliação, tendo
em vista, que o desenvolvimento integrado da assembleia em determinado período de
tempo reflete as condições que podem não ser aquelas encontradas no momento da
amostragem e análise.
7) Como fator biológico recomenda-se a utilização das algas perifíticas, pois, são excelentes
bioindicadoras da qualidade da água e de seu estado trófico, devido à capacidade de
acumular grandes quantidades de substâncias nutrientes, poluentes como inseticidas,
herbicidas, fungicidas, metais pesados, materiais orgânicos e substâncias radioativas. Estão
em contato direto com a coluna de água e, portanto, respondem mais rapidamente às
mudanças sutis na qualidade físico-química da água, soma-se a isto o fato das algas
perifíticas possuírem curtos ciclos de vida. As células de algumas espécies se dividem mais
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do que duas vezes por dia o que permite uma rápida resposta as mudanças das condições
ambientais
8) Aos que pretendem realizar avaliação da qualidade da água do rio Negro, ou de outros rios
da região Amazônica, se recomenda, fortemente, a utilização dos índices que foram
testados no presente trabalho e que apresenteram melhor adequação à área de estudo,
especial destaque para o IPS.
9) Aos que pretendem realizar avaliação da qualidade da água do rio Negro, recomenda-se
fortemente, que as coletas das variáveis abióticas não sejam realizadas apenas
concomitantemente a amostragem das algas perifíticas, mas, que sejam incluídas amostras
de variáveis abióticas realizadas entre duas a seis semanas antes da amostragem das algas
perifíticasi. Este é um procedimento que permite avaliar de forma mais confiável como as
variáveis abióticas estão interferindo na assembleia destas algas, tendo em vista, que o
desenvolvimento integrado da assembleia em determinado período de tempo reflete as
condições que podem não ser aquelas encontradas no momento da amostragem e análise.
10) Combinar vários conjuntos de dados produzidos por diferentes instituições ou pesquisas
pode fornecer uma boa maneira de aumentar o número de amostras disponíveis para
determinada região geográfica e tipos de rios.
11) Por fim, recomenda-se cautela na utilização de algas perifíticas para conclusões acerca da
qualidade da água dadas as limitações associadas a taxonomia e preferências ecológicas
destas algas, que estão longe de serem totalmente elucidadas, especialmente, para os rios
da região Amazônica.
Você teria alguma recomendação para o desenvolvimento teórico do conhecimento
considerando limitações do seu estudo e escasses de informações que poderiam
orientar/direcionar futuros estudos? Acho que isso é muito importante considerando as
muitas limitações de conhecimento que você apontou ao longo da sua tese
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i Taylor, J.C., 2004. The application of diatom-based pollution indices in the Vaal catchment (Doctoral dissertation, North-West University).
