UNIVERSIDADE FEDERAL DE MINAS GERAIS

INSTITUTO DE CIÊNCIAS BIOLÓGICAS

DEPARTAMENTO DE BIOLOGIA GERAL

FATORES AMBIENTAIS E DINÃMICA DA OCORRÊNCIA DE POPU LAÇÕES DE

CIANOBACTÉRIAS EM UM RESERVATÓRIO TROPICAL NO SUDES TE

BRASILEIRO.

BELO HORIZONTE

ESTADO DE MINAS GERAIS - BRASIL

2008

BAPTISTA BINA

BAPTISTA BINA

FATORES AMBIENTAIS E DINÂMICA DE POPULAÇÕES DE

CIANOBACTÉRIAS EM UM RESERVATÓRIO TROPICAL NO SUDES TE

BRASILEIRO

Tese de doutorado apresentada ao Programa de Pós-Graduação em Ecologia, Conservação e Manejo de Vida Silvestre, Instituto de Ciências Biológicas, Universidade Federal de Minas Gerais, como parte dos requisitos para a obtenção do grau de Doutor em Ecologia, Conservação e Manejo de Vida Silvestre.

Profa. Dra. Alessandra Giani – Orientadora

BELO HORIZONTE

ESTADO DE MINAS GERAIS - BRASIL

SETEMBRO DE 2008

2

FATORES AMBIENTAIS E DINÂMICA DE POPULAÇÕES DE CIAN OBACTÉRIAS

EM UM RESERVATÓRIO TROPICAL NO SUDESTE BRASILEIRO

Por

BAPTISTA BINA

Tese de doutorado apresentada ao Programa de Pós-Graduação em Ecologia, Conservação e Manejo de Vida Silvestre, Instituto de Ciências Biológicas, Universidade Federal de Minas Gerais, como parte dos requisitos para a obtenção do grau de Doutor em Ecologia, Conservação e Manejo de Vida Silvestre, tendo sido julgado pela Banca Examinadora formada pelos professores:

____________________________________________________________

Presidente: Profa. Dra. Alessandra Giani – Orientadora Universidade Federal de Minas Gerais, UFMG

____________________________________________________________

Membro: Profa. Dra. Ina de Souza Nogueira Universidade Federal de Goiás, UFG

____________________________________________________________

Membro: Prof. Dr. Donato Seiji Abe Instituto Internacional de Ecologia, São Carlos, IIE

____________________________________________________________

Membro: Profa. Dra. Arnola Cecília Rietzler Universidade Federal de Minas Gerais, UFMG

____________________________________________________________

Membro: Profa. Dra. Paulina Maia Barbosa Universidade Federal de Minas Gerais, UFMG

3

Agradecimentos

Os resultados de um trabalho de tese não são produto somente do esforço e do

desempenho do autor. Eles são especialmente o produto de união de forças, físicas ou morais,

da abnegação de um conjunto mais amplo de pessoas, muitas vezes anônimas, que criam

condições para a realização de trabalho. O presente não foi exceção. Por isso, gostaria de

deixar aqui registrado o meu melhor e mais profundo agradecimento a todos, em especial:

Primeiramente a Deus, dono do tempo e da eternidade, teu é o hoje e o amanhã, o

passado e o futuro;

À admirável Profa. Dra. Alessandra Giani, pela estrutura disponibilizada, pela

orientação científica na área de ficologia e cultivo de cianobactérias, pelos ensinamentos

imprescindíveis ao ambiente acadêmico dentro e fora do laboratório, sobretudo pelo exemplo

profissional, paciência e amizade, sem os quais esse trabalho não teria se concretizado;

Ao Programa de Estudantes – Convênio de Pós-Graduação (PEC-PG) e Companhia

Energética de Minas Gerais (CEMIG), pelo imprescindível apoio financeiro;

À CEMIG e funcionários da Usina Hidrelétrica de São Simão pela criação de

condições de acomodação e material durante as coletas neste reservatório, em especial ao

João e à Manoelina;

Ao Ministério para a Coordenação de Acção Ambiental (MICOA) de Moçambique

pela autorização concedida como funcionário afim de estudar no Brasil;

À Universidade Federal de Minas Gerais - UFMG, pela estrutura;

Ao Instituto de Ciências Biológicas, Departamento de Biologia Geral, Programa de

Pós-Graduação em Ecologia, Conservação e Manejo de Vida Silvestre – ECMVS pela

formação e pela estrutura acadêmica que permitiram a realização deste trabalho;

A todos docentes do Programa de Pós-Graduação em Ecologia, Conservação e

Manejo de Vida Silvestre – ECMVS pela oportunidade de participar do programa,

compartilhar dos conhecimentos do corpo docente e que tornaram possível a realização do

curso de Ecologia, Conservação e Manejo de Vida Silvestre;

Ao Prof. Dr. Ricardo Pinto-Coelho, Coordenador do curso de Pós-Graduação em

Ecologia, Conservação e Manejo de Vida Silvestre pela aceitação como aluno bolsista

CAPES/PEC-PG e pela concessão do material bibliográfico de São Simão;

À Banca Examinadora da defesa de qualificação, Profa. Dra. Maria Rita Scotti

Muzzi, Profa. Dra. Nadja Maria Horta de Sá Carneiro e Profa. Dra. Yasmine Antonini

Itabaiana pelas críticas construtivas;

4

À Banca Examinadora da defesa de doutorado: 1) Profa. Dra. Ina de Souza Nogueira,

2) Dr. Donato Seiji Abe, 3) Dra. Arnola Cecília Rietzler, 4) Dra. Paulina Maia Barbosa e Dra.

Alessandra Giani, pelo aceite do convite da participação e pelas sugestões e considerações

que engrandeceram o trabalho;

Aos meus queridos companheiros do laboratório de Ficologia: Gabriela, Cléber,

Elenice, Camila, Bruna, Jardim, Juliana, Cláudia, Daniel, Filipe, Ana, Rafael, Jeniffer, por

todas as importantes trocas de experiências, conselhos, amizade e por compartilhar o

ambiente de trabalho que tenho certeza ser muito especial a todos;

À técnica Elenice, pela ajuda aos problemas de laboratório e experimentos, e pelo

apoio inestimável em todos estes anos de convivência;

Às colegas Camila, Bruna, Gabriela e o colega Daniel, pelo apoio incondicional nas

coletas de campo;

Ao Cléber, pela análise de saxitoxinas por HPLC - cromatografia de alta eficiência,

tratamento estatístico, análise e interpretação dos dados;

Ao Elídeo (motorista), soldado Suair e Élio (pilotos do barco) pela colaboração

durante longas horas de viagem e na água durante o trabalho de campo;

À Marilene da Conceição Felix Silva, bibliotecária do ICB pela amizade e

cienciometria dos estudos sobre cianobactérias;

Aos meus colegas do Programa de Pós-Graduação em Ecologia, Conservação e

Manejo de Vida Silvestre, em especial Marconi Souza Silva, Joaquim de Araújo Silva,

Luciene de Paula Faria, Marilene Cardoso Ribeiro, Samuel Lopez Murcia pelas atividades

acadêmicas juntos;

Ao pessoal do Departamento de Botânica e da Biologia Geral que aturaram em

minhas incursões a esses departamentos;

Aos meus queridos parentes de “lá em casa Moçambique”, mesmo distantes, se

preocuparam comigo, compreenderam a minha ausência e torceram por meu trabalho;

Aos meus pais Bina Quija e Suema Canicuela, irmãos e sobrinhos, com especial

carinho, por estarem sempre ao meu lado em todos os momentos, bons e ruins, durante a

minha formação;

Enfim, muito obrigado a todos que de alguma forma colaboraram direta ou

indiretamente, acreditaram e participaram de mais esta etapa importante de minha vida da

conclusão desse trabalho!!!

5

Resumo

Bina, B. (2008). Fatores ambientais e dinâmica de populações de cianobactérias em um

reservatório tropical no Sudeste Brasileiro. Tese (Doutorado). Programa de Pós-Graduação

em Ecologia, Conservação e Manejo da Vida Silvestre, ICB-UFMG.

Este trabalhou enfocou o estudo de cianobactérias. Numa primeira fase, estudos ambientais

foram realizados no campo, no reservatório de São Simão, MG/GO. Este é um reservatório de

grande porte, construído pela CEMIG na década de 70. Atualmente encontra-se em estado de

transição de oligotrófico para eutrófico. Nesta primeira etapa, diversos parâmetros físico-

químicos e biológicos da água foram analisados, observando-se a ocorrência de cianobactérias

em diversas estações de coleta e períodos do ano. Numa segunda fase, algumas espécies de

cianobactérias foram isoladas das amostras coletadas, para realização de experimentos de

laboratório. E, finalmente, foi realizada uma pesquisa bibliográfica sobre os estudos de

cianobactérias em diversas regiões do mundo, para se avaliar a amplitude do problema. O

objetivo geral do trabalho foi um estudo da comunidade das cianobactérias em ambientes de

água doce sob estas diversas ênfases: campo, laboratório, literatura. Os resultados obtidos, em

cada uma destas fases, foram tratados estatisticamente e apresentados nos respectivos

capítulos desta tese: capítulo 1, que analisa os efeitos de fatores ambientais na dinâmica de

populações de cianobactérias no reservatório de São Simão; capítulo 2 que aborda

experimentalmente o crescimento de Anabaena circinalis, Cylindrospermopsis raciborskii e

Microcystis panniformis e capítulo 3, que avalia a distribuição geográfica dos estudos sobre

cianobactérias nos ecossistemas aquáticos.

Palavras-chave: Cianobactérias, cianotoxinas, eutrofização, fitoplâncton, reservatório.

6

Abstract

Bina, B. (2008). Environmentals factors and populations dynamics of cyanobacteria in a

tropical reservoir in Southeastern Brazilian. Tese (Doutorado). Programa de Pós-Graduação

em Ecologia, Conservação e Manejo da Vida Silvestre, ICB-UFMG.

The aim of this work was the study of cyanobacteria. The first step consisted of an

environmental field study and was carried out in the reservoir of San Simão, MG/GO. This is

a large reservoir, built by CEMIG in the 70s. Currently it presents a transition state, from

oligotrophic to eutrophic. In this study, several physical, chemical and biological parameters

were analyzed in water samples, observing the occurrence of cyanobacteria in different

sampling stations and periods of the year. In a second phase, some species of cyanobacteria

were isolated from collected samples, to perform laboratory experiments. And finally, a

literature survey was conducted on cyanobacteria studies in several regions of the world, to

assess the extent of the problem. The overall purpose of the work was a study of the

community of cyanobacteria in freshwater environments, under these different emphases:

field, laboratory, literature. The results at each stage, were treated statistically and presented

in the three chapters of this thesis: Chapter 1, which examines the effects of environmental

factors in the dynamics of populations of cyanobacteria in the reservoir of San Simão;

Chapter 2, which deals experimentally with the growth of Anabaena circinalis,

Cylindrospermopsis raciborskii and Microcystis panniformis and Chapter 3, which evaluates

worldwide the geographical distribution of studies on cyanobacteria in aquatic ecosystems.

Keywords: Cyanobacteria, cyanotoxins, eutrophication, phytoplankton, reservoir.

7

SUMÁRIO

1.1 INTRODUÇÃO GERAL .................................................................................................10

1.2 JUSTIFICATIVA E RELEVÂNCIA DO ESTUDO .....................................................12

1.3 OBJETIVO GERAL DO TRABALHO .........................................................................14

1.4 LINHAS DE PESQUISA.................................................................................................14

1.5 ESTRUTURA DO TRABALHO .....................................................................................15

2 BASES CIENTÍFICAS .......................................................................................................15

2.1 RESERVATÓRIOS OU REPRESAS ARTIFICIAIS ..................................................15

2.2 EUTROFIZAÇÃO DE RESERVATÓRIOS OU REPRESAS ....................................17

2.3 EUTROFIZAÇÃO NOS AMBIENTES AQUÁTICOS DO BRASIL .........................21

2.4 O FITOPLÂNCTON ........................................................................................................21

2.4.1 O papel do fitoplâncton na cadeia trófica...................................................................22

2.4.2 Componentes da comunidade fitoplanctônica............................................................23

2.4.3 Diversidade morfológica das cianobactérias...............................................................25

2.4.4 Versatilidade ecológica das cianobactérias.................................................................26

2.4.5 Ocorrência de florações de cianobactérias..................................................................29

2.4.6 Ocorrência de cianobactérias tóxicas..........................................................................32

2.4.7 Evidências de intoxicações provocadas por cianotoxinas..........................................39

2.4.8 Toxinas produzidas por cianobactérias.......................................................................44

2.4.9 Padrões e limites de cianotoxinas nas águas doces.....................................................51

2.4.10 Ecofisiologia do fitoplâncton.......................................................................................53

2.4.11 Fatores ambientais que desencadeiam uma floração...............................................55

2.5 ECOESTRATÉGIAS DAS CIANOBACTÉRIAS ........................................................66

2.5.1 Ecoestrategistas de formação de camada....................................................................66

2.5.2 Ecoestrategistas de dispersão homogênea...................................................................66

2.5.3 Ecoestrategistas de estratificação.................................................................................67

2.5.4 Ecoestrategistas de fixação de nitrogênio atmosférico...............................................68

2.5.5 Ecoestrategistas de formação de pequenas colônias...................................................68

2.5.6 Cianobactérias bentônicas............................................................................................68

3 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ..............................................................................70

CAPÍTULO 1 ..........................................................................................................................95

FATORES AMBIENTAIS ASSOCIADOS À DINÂMICA DE POPULAÇ ÕES DE

CIANOBACTÉRIAS E EUTROFIZAÇÃO NO RESERVATÓRIO DE SÃ O SIMÃO .95

8

1.1 INTRODUÇÃO ................................................................................................................97

1.2 HIPÓTESE........................................................................................................................98

1.3 OBJETIVOS .....................................................................................................................98

2 MATERIAL E MÉTODOS ................................................................................................98

2.1 ÁREA DE ESTUDO.........................................................................................................99

2.1.1 Localização e características morfométricas..............................................................99

2.1.2 Caracterização das variáveis climatológicas.............................................................101

2.1.3 Estratégias de amostragem.........................................................................................101

2.2 FATORES ABIÓTICOS................................................................................................103

2.2.1 Coleta............................................................................................................................103

2.2.2 Transparência da água (m).........................................................................................103

2.2.3 pH, condutividade, oxigênio dissolvido e temperatura da água..............................104

2.2.4 Nutrientes.....................................................................................................................104

2.2.4.1 Razão N:P..................................................................................................................105

2.2.5 Variáveis biológicas.....................................................................................................105

2.2.5.1 Determinação da biomassa fitoplanctônica............................................................105

2.2.5.2 Coleta dos organismos fitoplanctônicos..................................................................106

2.2.5.3 Coleta de cianobactérias para análise de cianotoxinas no séston.........................106

2.2.5.4 Análise fitoplanctônica qualitativa e quantitativa dos grupos.............................106

2.2.5.5 Biovolume (mm³ L-1) ................................................................................................107

2.2.5.6 Índice de estado trófico (IET)..................................................................................108

3 RESULTADOS..................................................................................................................110

3.1 VARIÁVEIS CLIMATOLÓGICAS .............................................................................110

3.2 PARÂMETROS FÍSICO-QUÍMICOS DA COLUNA D’ÁGUA ..............................112

3.3 NUTRIENTES NO RESERVATÓRIO DE SÃO SIMÃO .........................................119

3.3.1 Séries nitrogenadas......................................................................................................119

3.3.2. Fósforo total e dissolvido............................................................................................122

3.3.3 Análise da razão N/P no reservatório........................................................................123

3.3.4 Índice de estado trófico no reservatório....................................................................124

3.3.5 Variáveis biológicas.....................................................................................................127

3.3.5.1 Concentrações de clorofila-a no reservatório ........................................................127

3.3.6 Biovolume relativo (%) de células das cianobactérias.............................................127

4 DISCUSSÃO......................................................................................................................130

5 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ............................................................................145

9

CAPÍTULO 2: CRESCIMENTO E PRODUÇÃO DE TOXINAS DE ANABAENA

CIRCINALIS, CYLINDROSPERMOPSIS RACIBORSKII E MICROCYSTIS

PANNIFORMIS SOB CONDIÇÕES EXPERIMENTAIS ...............................................154

1.1 INTRODUÇÃO ..............................................................................................................156

1.2 HIPÓTESE......................................................................................................................158

1.3 OBJETIVOS ...................................................................................................................159

2 MATERIAL E MÉTODOS ..............................................................................................159

2.1 ESPÉCIES DE CIANOBACTÉRIAS ESCOLHIDAS ...............................................159

2.2 DESCRIÇÃO DAS ESPÉCIES ESCOLHIDAS..........................................................159

2.3 CULTIVO DE ANABAENA CIRCINALIS, CYLINDROSPERMOPSIS RACIBORSKII E

MICROCYSTIS PANNIFORMIS............................................................................................162

2.4 DELINEAMENTO EXPERIMENTAL DAS ESPÉCIES ESTUDADA S.................163

2.5 CONTAGEM DE CÉLULAS E AVALIAÇÃO DO CRESCIMENTO ....................164

2.6 TAXAS DE CRESCIMENTO DAS CIANOBACTÉRIAS ........................................165

2.7 QUANTIFICAÇÃO DE NEUROTOXINAS (GONIAUTOXINAS) E M

CROMATOGRAFIA LÍQUIDA DE ALTA EFICIÊNCIA (CLAE) ..............................165

2.8 ANALISE DE MICROCISTINA ..................................................................................166

2.9 ANÁLISE DOS RESULTADOS...................................................................................166

3. RESULTADOS.................................................................................................................167

3.1 CURVAS DE CRESCIMENTO....................................................................................167

4 DISCUSSÃO......................................................................................................................179

5 CONCLUSÕES..................................................................................................................186

6 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ............................................................................187

CAPITULO 3: ANÁLISE DA DISTRIBUIÇÃO GEOGRÁFICA DOS ESTUDOS

SOBRE A OCORRÊNCIA DE POPULAÇÕES DE CIANOBACTÉRIAS NOS

ECOSSISTEMAS AQUÁTICOS........................................................................................197

1 INTRODUÇÃO .................................................................................................................199

1.2 HIPÓTESE......................................................................................................................201

1.3 OBJETIVOS ...................................................................................................................201

2 MATERIAL E MÉTODOS ..............................................................................................201

3 RESULTADOS E DISCUSSÃO ......................................................................................202

4 CONCLUSÕES..................................................................................................................214

6 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ............................................................................215

10

1.1 Introdução Geral

O crescimento da população humana e acelerado desenvolvimento das diversas

atividades antrópicas, têm excedido o aporte de nutrientes nos corpos d’água, causando a

eutrofização e degradação da qualidade da água como resultado do aumento da poluição

orgânica e inorgânica, colocando em graves riscos o equilíbrio ecológico dos ecossistemas

aquáticos, produzindo sérias conseqüências ecológicas, econômicas, culturais, sociais, saúde

pública, degradação estética do ambiente, inclusive com impedimentos para fins de

abastecimento de água, recreação e turismo (Kalff, 2002, Smith, 2003; Tundisi, 2003, Tundisi

& Matsumura Tundisi, 2008).

A contribuição contínua de matéria orgânica, e conseqüentemente, de componentes

nitrogenados e fosfatados na água oriundos de principais fontes poluidoras (pontuais e

difusas), tais como a descarga de esgotos domésticos e industriais dos centros urbanos e das

regiões agriculturáveis (Azevedo & Vasconcelos, 2006), somados às condições físicas e

químicas do ambiente provocam eutrofização das águas (Odum, 1985), favorecendo o

aumento da biomassa de organismos oportunistas e o advento de florações de populações

cianobactérias. Um aumento de densidade desses organismos é cada vez mais freqüente, em

todo o mundo e ao longo de todo o ano.

Parte dessas florações também é conhecida como formadora de espécies de

cianobactérias produtoras de toxinas em que pode haver liberação dessas toxinas nos

mananciais de abastecimento público devido à morte ou lise celular e podem chegar até a casa

do consumidor (Bittencourt-Oliveira, M. C. & Molica, R., 2003), enquanto outras testadas não

as produzem (Falconer et al., 1989, Himberg et al., 1989, Chorus & Bartram, 1999, Oliver &

Ganf, 2000). Além disso, o principal sintoma de estabelecimento do fenômeno de

eutrofização são as alterações nas concentrações da razão N:P na água, provocando mudanças

drásticas nas comunidades fitoplanctônicas, tendo como efeito imediato a diminuição da

biodiversidade das espécies aquáticas (Odum, 1985, Delgado & Giani, 1996). Uma única

espécie de cianobactéria pode ser capaz de produzir de um ou mais tipos de toxinas, ou

simplesmente não produzir genes associados à produção de toxinas (Sivonen e Jones, 1999).

A água é um recurso mais importante e essencial à vida, todos os organismos vivos,

incluindo à subsistência do homem e a todas as etapas do desenvolvimento e bem-estar social

de todas as nações dependem da disponibilidade de água de boa qualidade e do uso racional

dos seus recursos hídricos. No limiar do século XXI, entre outras crises entre nações, a crise

da água é uma ameaça permanente à humanidade e à biosfera como um todo (Tundisi, 2003).

11

A água cobre cerca de 70% da superfície do nosso planeta. Esta abundância causa

uma falsa sensação de recurso inesgotável. Estima-se que no mundo existem 1,36 x 1018m3 de

água disponível, distribuído da seguinte forma: águas salgadas dos oceanos e mares, contendo

mais de 30g.L-1 de sólidos totais dissolvidos (STD) constitui a maior parte (97%), não estando

apta para o consumo humano e animal (www.webencyclo.com, 2004); 3% são águas doces

superficiais: 2,2% encontram-se na forma de gelo, nas calotas polares, portanto de difícil

aproveitamento e somente uma parte ínfima das reservas mundiais de água doce superficial,

0,8% são de águas realmente disponíveis. Desses 0,8% de águas doces, 97% são de águas

subterrâneas profundas, não diretamente disponíveis ao consumo por ser de difícil acesso, e

3% são águas superficiais de fácil aproveitamento e aptas para o consumo, encontrando-se em

lagos, nascentes e em lençóis freáticos menos profundos (Maynard, 1979; Rainho, 1999).

Essa pequena fração de água disponível para o ser humano ainda sofre todo tipo de

agressão – desde a destruição das nascentes de rios e lagos até o desperdício e a poluição.

Esses valores salientam a grande importância de se preservarem os recursos hídricos e de se

evitar a contaminação (Sperling, M. V., 1996). Aliada à falta de água potável está a sua

distribuição que é extremamente variável no tempo e no espaço. Em alguns países da Ásia,

80% da água disponível se concentra nos meses de maio a outubro, estando congelada no

resto do ano. No caso da África, 75% de toda a água só é encontrada entre janeiro e junho,

secando no restante do ano (Goldman & Horne, 1983).

A água está distribuída de forma desigual pela superfície e aqüíferos do planeta. A

América do Sul é abundante em rios, constituindo uma importante reserva de água doce que é

utilizada para inúmeras finalidades. A disponibilidade de água nos países latino-americanos é

considerada de boa qualidade, destacando-se o Brasil, Argentina, Costa Rica, Cuba,

República Dominicana, Equador, Panamá e Uruguai que possuem as maiores reservas de água

no continente (UNESCO, 2003). O Brasil é o país com maior reserva mundial de água

potável, representando cerca de 12% (Branco & Rocha, 1980) e uma fração enorme desse

manancial está concentrada em um único rio, o Amazonas, com uma vazão anual de 6.000

km3 (Barbosa & Marques, 2002).

Atualmente, os recursos hídricos disponíveis para o abastecimento humano, além de

escassos, estão cada vez mais pobres em qualidade. Diante disso, a necessidade, cada vez

maior, de obtenção de água na qualidade (características físicas, químicas e biológicas) e

quantidade desejadas, para os seus diversos usos, leva a obrigação de planejamento,

gerenciamento, conservação da qualidade e quantidade de água destinada ao abastecimento

público, apresenta-se como o principal desafio do homem neste século (Santos, 2001).

12

Além disso, a Organização das Nações Unidas-ONU no seu artigo 30 da Declaração

dos Direitos Humanos (1948) deixa claro que a água doce é considerada um dos direitos

fundamentais das pessoas. Mas a situação mundial é preocupante: enquanto milhões de

pessoas não têm acesso a este direito, muita água é desperdiçada e poluída por outras. Por

isso, foi em boa hora que a ONU decretou o ano 2003 como o Ano Internacional da Água

Doce (resolução 55/196, de 20 de dezembro de 2000) apoiada por 148 países ao mesmo

tempo em que se procedia ao 3º fórum global sobre água em Kioto, Japão (Bouchard, 2004).

1.2 Justificativa e Relevância do Estudo

Os reservatórios artificiais são ecossistemas aquáticos que apresentam natureza

dinâmica importante, quer nos aspectos biológicos, econômicos, sociais, além da base teórica

limnológica e ecológica que proporcionam. Segundo Tundisi & Matsumura (2008), o Brasil

possui 73 reservatórios, a maioria deles localizada na região Sudeste do país, construídos nos

últimos anos com os mais diversos usos, inclusive a geração de 95% de toda a energia elétrica

consumida no país. Como receptores de descargas de dejetos domésticos, industriais e

atividades agrícolas, os reservatórios do Brasil, incluindo a usina hidrelétrica de São Simão,

resultante do barramento do Rio Paranaíba, em um trecho da divisa entre os Estados de Minas

Gerais e Goiás, objeto de estudo deste trabalho, também sofrem com problemas de

eutrofização (Sperling, V. M., 1996).

Com as perspectivas globais de aumento da poluição e crescente eutrofização dos

corpos d’água, aumenta a preocupação com o aumento de densidade da comunidade

fitoplanctônica, ou blooms, em que as cianobactérias têm despertado grande interesse, não só

pela distribuição cosmopolita das espécies e elevado número de linhagens tóxicas, mas

principalmente pela formação de florações nos ecossistemas aquáticos eutrofizados, o que

representa um grave problema para a saúde publica (Silva, 2005).

Também no Brasil, a maioria deles apresenta crescente suprimento de nutrientes,

principalmente nitrogênio (N) e fósforo (P) a partir de freqüentes despejos de dejetos

domésticos e industriais, especialmente reservatórios situados próximos aos grandes centros

urbanos. Nas regiões mais afastadas dos grandes aglomerados humanos, os reservatórios são

afetados pelo carreamento do solo, provocado pelo desmatamento, e por subprodutos

originados de atividades agropecuárias. Este fenômeno reduz consideravelmente as

possibilidades dos usos múltiplos nos reservatórios (Tundisi & Matsumura-Tundisi, 1992).

13

No Brasil, já é sabido, a respeito das conseqüências ecológicas sobre as comunidades

aquáticas, decorrentes da construção de reservatórios para fins energéticos no Brasil, embora

haja necessidade de se conhecer ainda mais os mecanismos de seu funcionamento,

principalmente em regiões de escassez de água, como a Mesorregião Vale do Jequitinhonha

do Estado de Minas Gerais.

O enriquecimento de reservatórios com nutrientes básicos envolvidos nesse processo,

em razão de serem elementos limitantes para o crescimento de produtores primários mais do

que qualquer outro elemento (Wetzel & Likens, 2000), induz o fenômeno da eutrofização

acompanhada da degradação da qualidade hídrica (Agência Nacional das Águas - ANA,

2001).

O motivo que leva o corpo d’água aumentar a densidade de populações de

cianobactérias em alguns pontos e em algumas épocas do ano ainda é desconhecido. Para

Freire & Bollman (2003), a razão é essencialmente uma complexa inter-relação de vários

fatores climatológicos, hidrológicos, morfológicos, físico-químicos e biológicos que ocorrem

tanto na bacia quanto no próprio corpo d’água.

Segundo Chorus & Bartram (1999), condições locais como a temperatura da água

(>25ºC), ambientes com disponibilidade de nutrientes, baixas razões N:P e concentrações de

CO2, pouca intensidade de luz, pH elevado, alta capacidade de armazenar de forma eficiente o

fósforo, além do longo tempo de residência da água, são extremamente favoráveis aos

resultados mais visíveis da eutrofização, a ocorrência de espumas nas águas superficiais e o

desenvolvimento explosivo de microalgas, cianobactérias e também de macrófitas flutuantes

ou enraizadas que podem multiplicar-se com facilidade nestes ambientes aquáticos,

resultando-se o crescimento acelerado de espécies de cianobactérias, entre elas tóxicas

(Santos et al., 2003, Matsuzaki et al., 2004, Calijuri et al., 2006). Baixas precipitações anuais,

associadas a altas taxas de evaporação, também contribuem para concentrar sais minerais e

nutrientes inorgânicos na água (Naselli-Flores, 1999).

Em reservatórios eutrofizados e hipereutrofizados, as florações representam o

principal problema sanitário devido ao potencial de certas espécies de cianobactérias que, sob

interações de determinadas condições ambientais, ainda não claramente definidas. Estes

fenômenos têm contribuído para desequilíbrios ecológicos graves para um ecossistema (p. ex.

perda da qualidade da água para consumo) e a produção de metabólitos secundários, os quais

quando decompostos, são liberados para os corpos d’água (Chorus & Bartram, 1999).

14

Ademais, como uma mesma espécie pode sintetizar vários metabólitos secundários

diferentes que, quando ingeridos através da água ou do consumo do pescado, causam sérios

efeitos na saúde humana e são responsáveis pelo envenenamento de animais aquáticos,

domésticos e selvagens. Em alguns casos, a remoção dessas toxinas é difícil, pois são estáveis

e resistentes à hidrólise química ou oxidação o que causa também elevados custos de

tratamento da água para fins de abastecimento público (Lahti et al., 1997).

A predominância de cianobactérias nos meses mais quentes do ano, em climas

temperados, é explicada por uma melhor adaptação alguns destes organismos a temperaturas

mais elevadas, pela alta capacidade de capturar a luz em comprimento de onda não utilizado

por algas verdes, e pela possibilidade de se desenvolverem em condições de baixa relação

N/P, grande tempo de residência das águas e reduzida concentração de carbono inorgânico

dissolvido (Whitton & Potts, 2000). Neste caso, para as condições tropicais, há

potencialmente uma maior facilidade para a eutrofização, em virtude de uma maior

intensidade da radiação solar e temperatura mais elevada. Em lagos rasos o processo de

eutrofização é bem mais facilitado.

O trabalho foi desenvolvido com base nas evidências desse problema de

cianobactérias, abordando diversos aspectos de fatores ambientais que colaboram para a

ocorrência desses organismos e a produção de toxinas.

1.3 Objetivo Geral do Trabalho

O presente estudo teve como objetivo geral avaliar a dinâmica da ocorrência da

comunidade de cianobactérias, produção de toxinas e buscando compreender inter-relações de

fatores ambientais que regulam estas florações bem como avaliar saxitoxinas em um

reservatório oligo-mesotrófico do Sudeste do Brasil, além da formação de um recurso humano

com responsabilidade de contribuir para o gerenciamento de recursos hídricos de

Moçambique. Este objetivo foi desdobrado a objetivos específicos nos três capítulos

respectivos.

1.4 Linhas de Pesquisa

Este trabalho se enquadra nas linhas de pesquisa do curso de Pós-Graduação em

Ecologia, Conservação e Manejo de Vida Silvestre-ECMVS/ICB/UFMG, no momento em

15

que busca o conhecimento adequado do fenômeno da proliferação de populações de

cianobactérias nos corpos d’água doce, usando como ferramenta fatores ambientais que

colaboram para a ocorrência desses organismos tóxicos ou não, um tema atual que

efetivamente interessa a ecologia aplicada.

O presente trabalho faz parte de um grande projeto temático sobre cianobactérias e

cianotoxinas em reservatórios do estado de Minas Gerais, coordenado pelo Laboratório de

Ficologia do Instituto de Ciências Biológicas, Universidade Federal de Minas Gerais - UFMG

e financiado pela Companhia Energética de Minas Gerais - CEMIG (Convênio 6115 –

CEMIG/ICB/DBO/Cianobactérias), sendo o reservatório de São Simão escolhido basicamente

porque em trabalho recente foram verificadas ocorrências de formação de cianobactérias

durante todo o período de estudo.

1.5 Estrutura do Trabalho

O trabalho apresenta-se estruturado em três capítulos, de forma a facilitar a

publicação.

O primeiro capítulo intitulado “Fatores ambientais associados à dinâmica de

populações de cianobactérias no reservatório de São Simão” aborda o monitoramento da

presença de cianobactérias no referido reservatório e caracteriza limnologicamente o corpo

d’água, relatando a metodologia utilizada nas coletas de amostras ambientais.

O segundo capítulo “Crescimento e produção de toxinas de Anabaena circinalis,

Cylindrospermopsis raciborskii e Microcystis panniformis” apresenta os dados de

crescimento dessas linhagens, em laboratório.

O terceiro capítulo “Análise da distribuição geográfica dos estudos sobre a

ocorrência de populações de cianobactérias nos ecossistemas aquáticos” apresenta dados de

um levantamento dos estudos sobre cianobactérias em escala mundial, continental, brasileira e

os periódicos de publicação dos trabalhos.

2 Bases Científicas

2.1 Reservatórios ou Represas Artificiais

Reservatórios ou represas são obras de engenharia, onde uma barreira construída

pelo homem, geralmente em vales profundos de rios, o fecha transversalmente de uma

16

margem a outra para obstruir o fluxo do curso d’água desse rio, e mantendo assim a água

confinada e controlada. Segundo Tundisi & Straskraba (1999), a construção de reservatórios

tornou-se um dos grandes exemplos de experiências impostas pela ação do homem em

modificar condições que ocorrem naturalmente no ecossistema para atender diversas

necessidades básicas. As represas são caracterizadas, por margens abruptas, região litorânea

ausente ou pouco desenvolvida, uma bacia envolvente a partir da represa, um

desenvolvimento da margem maior, formato em V, hidrodinâmica altamente variada,

envelhecimento rápido, normalmente apresentam três saídas da água: vertedouro, turbinas e

descarga de fundo.

Normalmente, o barramento é feito num rio de grande porte, então, os reservatórios

têm menos afluentes, embora haja tributários que chegam na região inundada. O grau de

heterogeneidade horizontal e vertical de um reservatório apresenta três zonas com

características distintas: a influência do rio pode representar zona estreita, rasa, fluxo alto,

concentração de nutrientes elevada, matéria orgânica autóctone, mais eutrófica; a transição de

rio para lacustre pode representar uma zona longa, profunda, fluxo reduzido, concentração de

nutrientes, matéria orgânica intermediária, menos eutrófica e enquanto a zona lacustre é mais

larga e profunda, com profundidade máxima localizada próxima à barragem, fluxo reduzido,

concentração de nutrientes reduzida, mais oligotrófica (Represas, 2001).

Segundo Straskraba et al. (1993b), o tempo de residência d’água é mais curto, de

semanas ou meses, a estratificação térmica ocorre na zona de transição (região limnética) e

não na região do barramento e a deposição de sedimentos é maior na zona ribeira. Além disso,

apresentam uma comunidade dominada por organismos r-estrategistas.

Os reservatórios são construídos com objetivos de atender a usos múltiplos, que

entre os quais: garantir o abastecimento de água em períodos de estiagem, produção de

energia elétrica, aproveitamento para irrigação de culturas, indústria, pesca artesanal extrativa

e criação de peixes, transporte por navegação, recreação e lazer, dessedentação de animais,

processamento de manufaturados, também a regularização da vazão das águas, como forma

de minimizar os danos causados por cheias a jusante da barragem (Tundisi, 1988).

Margalef (1983) define um reservatório como um híbrido entre rios e lagos, onde a

organização horizontal dos rios e a vertical dos lagos, são substituídas por outras organizações

intermediárias, caracterizadas por uma elevada taxa de renovação de água e um efeito de

transporte muito semelhante aqueles das águas correntes. Por outro lado, Tundisi (1977)

considera um reservatório como um “vaso de reações”, no qual são lançados todos os tipos de

descargas, sejam, industriais, domésticas ou agrícolas contribuindo para a eutrofização.

17

No entanto, diversos impactos antecedem e sucedem sua construção. No caso dos

impactos após a construção, estes estão associados, principalmente, ao uso e à ocupação da

bacia hidrográfica, o que envolve o lançamento de efluentes domésticos e industriais, as

atividades agrícolas, com uso inadequado do solo e utilização de pesticidas e fertilizantes

químicos, atividades pastoris, pesca predatória e turismo, os quais promovem o carreamento

de materiais diversos aos recursos hídricos, contribuindo com a contaminação e a eutrofização

(Tundisi, 2008).

Os processos de contaminação e eutrofização, dependendo de várias características

do reservatório e da magnitude e freqüência dos impactos desenvolvidos na bacia

hidrográfica, contribuem para a degradação acelerada da qualidade e disponibilidade da água,

comprometendo os usos múltiplos do sistema aquático para o homem.

2.2 Eutrofização de Reservatórios ou Represas

O nitrogênio e fósforo são elementos importantes no metabolismo de ecossistemas

aquáticos, podendo atuar como fatores limitantes para produção de moléculas vitais

(aminoácidos e ácidos nucléicos), mas, em excesso, podem causar eutrofização. O fenômeno

de eutrofização é cada vez mais freqüente em muitos ambientes aquáticos como rios, lagos e

reservatórios. Pode ser conseqüência de despejos de esgotos domésticos ou industriais,

drenagem urbana bem como erosão de solos agrícolas nas proximidades da água por

desmatamento das matas ciliares, a adubação das lavouras, de piscicultura e da criação de

animais, como bois e porcos dentre outras. O aumento da eutrofização dos ambientes

aquáticos tem promovido mudanças significativas na qualidade da água, incluindo: ao

aumento de incidência de florações de microalgas e cianobactérias, a redução do oxigênio

dissolvido, morte intensiva de peixes.

Desde a criação do conceito de eutrofização por Naumann (1919), embora não tenha

feito referência à composição específica do fitoplâncton, esse conceito evoluiu

significativamente. Atualmente, eutrofização é definida como o processo de enriquecimento

constante de um corpo d’água por nutrientes essenciais para o crescimento vegetal (Kalff,

2002). Segundo Wetzel & Likens (2000), a eutrofização, na definição mais genérica, é o

processo de excessivo enriquecimento de um corpo de água com elementos nutritivos e/ou

matéria orgânica úteis para o crescimento das plantas ou produtores primários, geralmente sob

forma de N-NO3- e P-PO4

-, o que quaisquer outros elementos.

18

Foram tantas e tão intensas as atividades humanas, que este mal, que há séculos vem

afetando a qualidade das águas, “explodiu” de forma incontrolável nas últimas décadas.

Hutchinson (1957) distinguiu dois tipos de eutrofização: natural e cultural: quando a origem é

natural, o sistema aquático torna-se eutrófico de forma muito lenta e gradual ao longo do

tempo geológico e benéfico, já que os nutrientes são necessários à manutenção da vida

aquática e o sistema mantém-se em equilíbrio. Geralmente a água mantém-se com boa

qualidade para o consumo humano e a comunidade biológica continua a ser saudável e

diversa.

A eutrofização cultural ou artificial, ou ainda antrópica, é um processo dinâmico

resultante da ação da mão do homem. Neste caso, há um aceleramento do processo, os ciclos

biológicos e químicos podem ser dificultados e, muitas vezes, o sistema progride para um

estado essencialmente morto. A crescente interferência do Homem no sistema natural,

materializada, por exemplo, na agricultura, nas descargas de esgotos domésticos, urbanos,

dejetos de efluentes de agro-indústrias, na erosão das terras da bacia vertente, das águas

residuais e de outros setores, é o principal fator conducente ao enriquecimento das massas

com água com nutrientes, especialmente na forma nitrogenada (amônia e nitratos) e fosfatada,

auxiliada por temperaturas elevadas e períodos longos de luminosidade (Pitois et al., 2001).

O rápido desenvolvimento de vegetais e outros organismos fotossintetizantes

aquáticos, inicialmente cianobactérias, em lagos, reservatórios e rios é um problema crescente

em escala mundial e afeta cada vez mais as comunidades (Skulberg et al., 1984; Bartram et

al., 1999; Smith 2003). Na Europa, Ásia e nas Américas mais de 40% dos lagos são eutróficos

(Bartram et al., 1999). A eutrofização comporta também um custo ambiental importante para

os habitantes locais (Pretty et al., 2003).

A eutrofização cultural de lagos ou reservatórios é causada substancialmente por

nutrientes alóctones adicionados ao sistema e tendo como conseqüência uma acumulação

excessiva na camada superficial, de grandes massas, inicialmente de populações de

cianobactérias com aerótopos que diminuem a radiação luminosa que atinge as águas mais

profundas e, alterando assim, todo o ecossistema em termos de produtividade.

Por outro lado, fatores como a diminuição da temperatura, luminosidade e duração

do fotoperíodo, coincidente, na maioria dos casos, com sabor desagradável da água e uma

redução do aspecto estético (visual e odor), diminuição da potabilidade d’água e mudança na

composição da comunidade zooplanctônica e ictiológica, com turbidez elevada, uma depleção

dos valores do oxigênio dissolvido pela elevada respiração e decomposição e pH disponível

19

na coluna d’água, ocorre o colapso das florações, o que significa que enormes quantidades de

matéria orgânica são disponibilizadas, resultado de ação antrópica, estimulando o crescimento

de bactérias quimioheterotróficas, que decompõem, consumindo, para isso, oxigênio (Smith,

2003).

Uma outra conseqüência da eutrofização, que é particularmente crítica e que

interessa o presente trabalho, é uma transição na composição específica do fitoplâncton para

uma dominância de cianobactérias e produção de toxinas por algumas espécies. Segundo

alguns autores, esta produção não é mais do que um mecanismo defensivo contra o

zooplâncton e outros herbívoros, garantindo aos produtores, fraco gosto alimentar devido à

toxicidade acumulada nas células, à semelhança do que fazem as plantas vasculares ao

produzirem taninos, fenóis e outras substâncias para se protegerem da herbivoria (Dokulil &

Teubner, 2000).

Assim, embora estas substâncias tóxicas liberadas no meio aquático, aquando da lise

ou morte das células por processos naturais, não contaminem o zooplâncton, os seus efeitos

podem ser dramáticos. Três hipóteses baseadas na literatura sobre as interações entre

cianobactéria e zooplâcton filtrador-comedor, principalmente: predação sobre as linhagens

tóxicas é mais baixa do que as não tóxicas. Zooplâncton predará mais eficientemente

biomassa de frações menor (como em Microcystis) porque as colônias menores passarão mais

facilmente o aparelho filtrador do zooplâncton. Ao contrário das células filamentosas (como

em Planktothrix) porque os filamentos são menos filtrados da água porque podem causar

entupimento ou obstrução no sifão inalante do zooplâncton. Porém, algumas espécies de

zooplâncton mostram ser filtradores independentes do tamanho, formato ou toxicidade das

cianobactérias (Lampert, 1987b).

A circulação de nutrientes num lago e reservatório é bastante importante para a

caracterização da produtividade, já que ela é definida, no aspecto geral, como sua capacidade

de alimentar organismos aquáticos associados à sua riqueza em nutrientes que possibilitam a

vida e a reprodução de tais organismos (Branco, 1971, 1978). Diversos fatores afetam a

circulação de nutrientes em corpos d’água, como por exemplo, profundidade do lago,

inclinação e conformação das margens, temperatura, vida útil, vento, natureza, e modo de

introdução das cargas poluidoras, fertilidade e, portanto – uso agropecuário da bacia de

drenagem (Branco, 1980).

Os fertilizantes responsáveis pela eutrofização podem trazer benefícios ou prejuízos

ao ecossistema, dependendo de causar ou não desequilíbrios ecológicos. Através da história o

homem tem sido o grande modificador do ambiente e com o desenvolvimento e crescimento

20

de cidades, o lançamento de esgotos e resíduos industriais, o uso – freqüentemente excessivo

– de fertilizantes minerais, e o aumento do fenômeno da erosão, em conseqüência do

desmatamento, observa-se uma tendência crescente à chamada eutrofização acelerada das

águas, uma conseqüência da civilização.

Para Harper (1992), uma das principais causas da eutrofização são as atividades

antropogênicas, que aumentam nos recursos hídricos, os níveis de fósforo e outros nutrientes,

através do lançamento de águas não tratadas, ou parcialmente tratadas, de origem humana ou

animal; ou do excesso de fertilizantes usados na agricultura. O fósforo é comumente

encontrado na forma de ortofosfatos, polifosfatos e fósforo orgânico.

Para Converti et al. (1993), os ortofosfatos (PO43-, HPO4

2-, H2PO4- e H3PO4)

encontram-se diretamente disponíveis para o metabolismo biológico, sem necessidade de

conversão às formas simplificadas.

Por sua vez, o nitrogênio alterna-se entre várias formas e estados de oxidação em no

ciclo na biosfera. Apresentando-se na água, sob as seguintes formas: nitrogênio molecular

(N2), nitrogênio amoniacal (NH3), nitrito (NO2-) e nitrato (NO3

-). O contaminante mais

comum da água superficial, produzido por atividades antrópicas, são os nitratos cuja poluição

cresce continuamente em decorrência destas mesmas ações humanas (freeze & Cherry, 1979).

Estes nitratos são formas aniônicas estáveis de nitrogênio (N) sob certas condições naturais

(Stumm & Morgan, 1981), formando assim compostos altamente solúveis em água (Hook,

1983 e com grande mobilidade no solo. Tais características permitem o seu transporte a partir

de sistemas superficiais para o ambiente onde podem vir a ser convertidos em formas de

nitrogênio capazes de promover eutrofização de águas superficiais ou provocar prejuízos à

saúde de animais e de humanos).

Quando ingeridos por crianças lactentes, altos teores de nitratos nas águas de

abastecimento, maiores que 10 mg.L-1, as pessoas consumidoras dessas águas podem

desenvolver câncer e causar cianose infantil ou methemoglobinemia ou síndrome de “bebés

azuis”, com menos de três meses de idade (Masters, 1991). O nitrogênio nítrico não é

propriamente tóxico na forma de nitratos. Mas, quando reduzidos a nitritos na cavidade

gástrica, tornam-se perigosos à saúde uma vez que inibem o papel transportador de gases

efetuado pela hemoglobina do sangue, transformando-a em methemoglobina. Isbizuka (1998)

salienta que o nitrogênio na forma de amônia é altamente tóxico para os peixes.

21

2.3 Eutrofização nos Ambientes Aquáticos do Brasil

No Brasil, o elevado crescimento da população urbana tem acarretado um aumento

da eutrofização nos ecossistemas aquáticos epicontinentais que, por sua vez, tem resultado no

enriquecimento de nutrientes (nitrogênio e fósforo) (Silva, 2005). Segundo Tundisi &

Matsumura (2008), a eutrofização dos 73 ambientes aquáticos artificiais ocorre a um nível de

variada magnitude e distribuição pelo país e se deve em parte à urbanização e às atividades

agrícolas e industriais. As regiões Sudeste e Sul têm como um de seus grandes desafios

ambientais a recuperação de rios, lagos e reservatórios eutrofizados (Tundisi, 2003).

Vale ressaltar alguns desses reservatórios que estão submetidos á eutrofização: Funil-

RJ (Bobeda, 1993), Itaipu, Capivara-PR (Kamogae et al., 2000), Amparo e Itaquacetuba-SP

(lagos et al., 1999), Tapacurá-PE (Nascimento et al., 2000), Ingazeira-PE (Bouvy et al.,

1999), Itaúba-RS (Werner et al., 2000), Sta. Rita-SP (Sant’Anna & Azevedo, 2000),

Juramento-MG (Jardim et al., 2000b), Três Marias-MG (Jardim et al., 1999, 2000b), Furnas-

MG (Jardim, 1999; Jardim et al., 2000a), Vargem das Flores-MG (Jardim, 1999; Jardim et al.,

2000b), São Simão (Pinto-Coelho, 2004), Guarapiranga-SP (Sertão et al., 1991, Lorenzi,

2004), Salto Grande-SP (Minote, 1999), Barra Bonita-SP (Calijuri, 1999), Irai-PR (Freire &

Bollmann, 2003), Billings-SP (Lorenzi, 2004).

2.4 O fitoplâncton

O plâncton (do grego “planktos”) foi conceituado por Hensen (1887) como sendo o

conjunto de organismos pequenos que vivem flutuando livremente na coluna d’água e que não

possuem movimentos próprios, sendo são transportados ao sabor da corrente d’água. Em

ambientes aquáticos naturais, a comunidade planctônica é comumente representada pelos

seguintes componentes: microplâncton – bacterioplâncton (bactérias, fungos e leveduras),

fitoplâncton (algas e cianobactérias) e zooplâncton (pequenos animais), sendo característico

da região limnética ou pelágica. Destes, podem-se distinguir aqueles que permanecem todo o

tempo na coluna d’água (euplanctônicos) e de outros que acidentalmente acessam o plâncton

(acidentais). Quando diferenciados pelo tamanho, o fitoplâncton pode ser macroplâncton

(>200 um), microplâncton (200-20um), nanoplancton (20-2um), picoplancton (2-0,2um) e

femtoplâncton (<0,2um) (Lalli & Parsons, 1994, Esteves, 1998, Kalff, 2002).

As algas e cianobactérias planctônicas ou fitoplâncton engloba todos os organismos

pertencentes ao reino vegetal clorofilados (unicelulares ou não), que vivem solitários ou em

22

colônias filamentosos, planos ou esféricos, fotoautotróficos, procariontes e eucariontes,

microscópicos. Todo o fitoplâncton, mesmo os componentes mais evoluídos, carecem de

verdadeiras raízes, caules e folhas.

Os representantes fitoplanctônicos são comumente encontrados nas divisões

Chlorophyta (algas verdes), Chrysophyta (amarelas douradas), Cyanophyta (verdes

azuladas), Pyrrophyta (com reserva de paramilo) e Euglenophyta (flagelados unicelulares,

presença de cromatóforos verdes nos gêneros pigmentados).

2.4.1 O papel do fitoplâncton na cadeia trófica

Nos ambientes aquáticos os organismos fitoplanctônicos desempenham um papel

central e relevante na base das cadeias tróficas pelágicas, na qual constituem o início da

cadeia, onde funcionam como produtores primários nos processos funcionais do ecossistema e

na ciclagem de nutrientes, na interface úmida da terra com o ar (cascas de árvores, paredes,

telhados, vidros, etc.), vivendo livremente ou em simbiose com outros seres vivos, tais como:

plantas, fungos (liquens) e animais, produzindo matéria orgânica e dióxido de carbono para

todos os organismos heterotróficos, além de servirem como fonte de oxigênio, necessário para

o metabolismo dos consumidores (Lee, 1999) e por isso, responsáveis por parte essencial da

produção primária nos ecossistemas aquáticos.

Quando determinadas condições são favoráveis (temperaturas elevadas associadas à

das condições meteorológicas calmas, níveis elevados de nutrientes de origem antrópica ou

naturais), algumas espécies podem proliferar de maneira significativa (Reynolds, 1988).

Segundo Mcqueen et al. (1986), a estrutura de qualquer comunidade aquática está sob o

controle de diferentes fatores que interagem simultaneamente, entre eles:

- os fatores ascendentes ("bottom-up", em inglês) que são definidos em especial, pela

dinâmica das fontes nutritivas (aportes endógenos e exógenos) e que vão determinar o tipo de

população algal;

- os fatores descendentes ("top-down", em inglês) que são definidos em particular,

pela pressão de predação exercida pelos herbívoros e que vão, por sua vez, modificar a

estrutura da cadeia trófica;

Assim, os organismos fotossintéticos serão pastoreados por zooplâncton herbívoro,

ele mesmo consumido por zooplâncton de maior tamanho, ou por peixes.

Em todos os casos, os peixes carnívoros representam o maior nível trófico superior dos

ecossistemas aquáticos. Cada etapa gera detritos de matéria orgânica particulada (MOP) e

dissolvida (MOD), produzida pelas algas autotróficas. As bactérias garantem a mineralização

23

da MO, que se torna, então, novamente disponível para a cadeia alimentar do sistema.

Dentro da comunidade fitoplanctônica, o período de estratificação e estabilização

térmica da coluna de água (relação com o vento, a corrente d’água, etc.) provoca uma

substituição de espécies não móveis, como as de Cryptophyceae e Bacillariophyceae

dominantes durante os períodos seco e chuvoso, períodos de mistura ou desestratificação

térmica e instabilidade da coluna d’água por espécies flageladas (como as Dinophyceae e os

Chrysophyceae) e as cianobactérias (Harris & Baxter, 1996; Jones & Poplawski, 1998). Estas

últimas se movem na coluna d’água para otimizar sua atividade fotossintética em função da

iluminação e das concentrações de nutrientes, que justifica a menção de ecoestratégicas de

Chorus & Bartram (1999).

Utilizando a combinação de parâmetros múltiplos, tais como a temperatura, a

intensidade luminosa, as exigências em nutrientes, a velocidade de crescimento, o

deslocamento na coluna d'água e/ou a pressão do pastoreio, definiram os grupos ou

assembléias para o conjunto de espécies fitoplanctônicas a fim de caracterizar depois de

comparar com os estados tróficos entre eles. Essas associações podem também ser

determinantes durante modificações ecológicas perturbando o ecossistema (Reynolds, 1998,

Reynolds et al., 2002, Kruk et al., 2002, Reynolds, 2006).

2.4.2 Componentes da comunidade fitoplanctônica

O fitoplâncton reagrupa naturalmente duas categorias bem marcadas de organismos

fotossintetizantes considerando um caráter citológico na sua organização celular, ou seja, a

presença ou a ausência de membrana nuclear. Os indivíduos que possuem núcleo diferenciado

são classes sob o nome de eucariontes ou algas verdadeiras, aqueles que estão desprovidos de

núcleo sob o nome de procariontes ou cianobactérias, uni ou pluricelulares, aeróbios

fotoautotróficos, apresentando fotossistemas I e II, reprodução apenas assexuada, destas são

essenciais no ecossistema aquático continental, a maioria faz parte do fitoplâncton, sendo

produtores primários, contribuindo desde modo para a produtividade primária do ecossistema.

As microalgas e cianobactérias formam a base da cadeia alimentar nos ecossistemas aquáticos

(Dokulil & Teubner, 2000).

Taxonomia, biologia e ecologicamente as cianobactérias, também chamadas

cianofíceas, algas azuis ou algas verde-azuis, é um grupo diverso de organismos que

apresentam principais caracteres bioquímicos e estruturais que muito as aproximam, ao grupo

das Bactérias, Phylum Cyanophyta e classe Cyanophyceae (ausência de membrana

envolvendo o núcleo e de plastos, estrutura química da parede celular é basicamente a mesma

24

das bactérias Gram-negativas, indicando uma possível relação evolutiva entre as duas,

ausência de mitocôndrias, de sistema de golgi e de retículo endoplasmático e pelos pequenos

ribossomos – 70S, compostos por subunidades de 16S e 23 S) (Grahm & Wilcox, 2000 e

Werner, 2002).

Por outro lado, já foram consideradas algas pois são fotossintetizantes, ou seja

apresentam clorofila-a e pigmentos acessórios hidrossolúveis como as ficobilinas, β-carotenos

e xantofilas. Possuem ainda, os pigmentos fotossintetizantes organizados em tilacóides,

semelhantes aos Rhodophyta e Glaucophyta (Werner, 2002). Assim, estes microrganismos

que, para sobreviverem, apenas necessitam de água, oxigênio, CO2, alguns minerais

(nitrogênio e fósforo), e luz. Além de formarem uma parte importante do fitoplâncton de

lagos e reservatórios, freqüentemente torna-se totalmente o maior componente durante o

verão (Chorus, 2001, Silva, 2005, Mur et al., 1999).

Atualmente a sistemática está em plena evolução, os meios de investigação

avançaram com a microscopia eletrônica de varredura, as microsondas ou os métodos de

análises químicas e genéticas. Agora, alguns entroncamentos são identificados nos ambientes

de água doce a partir de critérios (1) citológicos, (2) bioquímicos, incluindo os tipos de

moléculas de clorofila, da presença ou ausência de ficobilina ou pigmentos acessórios

(ficocianina, ficoeritrina), e da natureza química de reservas fotossintéticas ao longo do

metabolismo e sua localização na célula e (3) de reprodução (Coute & Chauveau, 1994).

A classe das cianobactérias inclui cerca de 150 gêneros e com mais de 2800

morfoespécies identificadas. Destes, em torno de 25 gêneros, aproximadamente 40 espécies

são descritas como produtoras de toxinas prejudiciais aos animais, ao homem e aos usos

múltiplos da água. Os gêneros mais comuns produtores de toxinas são: Microcystis,

Anabaena, Cylindrospermopsis, Gloeotrichia, Aphanizomenon, Anabaenopsis,

Coelosphaerium, Gomphosphaeria, Lyngbya, Nodularia e Oscillatoria (Carmichael, 1994;

Yoo et al., 1995; Sivonen & Jones, 1999). . O elevado número de tipos de células de

cianobactérias, associado à sua grande diversidade morfológica e ecológica tem feito surgir

várias propostas de classificação, baseadas em características morfológicas diversas (tipo de

filamentos, plano de divisão celular, etc.). Para Komárek (2002), este número pode estar

subestimado, devido às dificuldades relacionadas com a taxonomia do grupo. Elas estão agora

colocadas no grupo Eubactéria na taxonomia filogenética, Phylum Cyanophyta e Classe

Cyanophyceae (Duy et al., 2000).

Um dos problemas produzidos pelas cianobactérias – que são, em grande parte,

resultado da eutrofização – é a ocorrência de algumas linhagens produtoras de toxinas e outras

25

não produzem toxinas. Segundo Carmichael (2001), as cianobactérias responsáveis por

intoxicações por cianotoxinas incluem cerca de 40 gêneros, mas os principais são Anabaena,

Aphanizomenon, Cylindrospermopsis, Lyngbya, Microcystis, Nostoc, Oscillatoria e

Planktothrix.

2.4.3 Diversidade morfológica das cianobactérias

As cianobactérias descritas morfologicamente alcançaram uma ampla diversidade,

sob diversos tamanhos ou formas, desde as mais simples - formas unicelulares (0,5 a 100 µm)

- a maiores agregações com mais de 100 células, divido às adaptações morfológicas,

bioquímicas e fisiológicas adquiridas durante a sua longa estória evolutiva. Sua morfologia

básica pode variar de uma constituição unicelular colonial ou multicelular, a uma forma

filamentosa. As formas unicelulares, como as representantes da ordem Chroococcales,

possuem células esféricas, ovais, cilíndricas e irregulares. As células podem ser encontradas

isoladas ou agregadas em colônias regulares ou irregulares, cujo tipo de divisão celular

(reprodução) ocorre por fissão binária 1, 2, 3 ou múltiplos planos. A manutenção da estrutura

colonial é auxiliada pela presença de exopolissacarídeos, como um envelope mucilaginoso

e/ou bainha firme, secretada durante o crescimento da colônia (Sivonen & Jones, 1999).

A forma filamentosa é típica de um grande número de espécies de cianobactérias e,

dependendo da espécie, pode crescer aderida, com filamentos livres (tricoma = fileira de

células) ou formando uma camada com aspecto de uma malha entrelaçada, com filamentos

variando de retilíneos a espirais (Yoo et al., 1995).

A morfologia celular de algumas espécies de cianobactérias, como as da ordem

Nostocales, pode incluir células vegetativas especializadas e diferenciadas, encontradas no

tricoma de algumas espécies, com parede espessada, denominadas heterocitos e acinetos. Os

heterocitos permitem ao organismo a capacidade de fixar o nitrogênio atmosférico,

convertem-no diretamente em amônio e depois o utilizam nos processos metabólicos como

fonte de energia. Enquanto os acinetos, com conteúdo celular densamente granulado,

funcionam como esporos de armazenamento de nutrientes, reprodução e esporos de

resistência durante os períodos de condições adversas, tais como seca, extremo frio, calor,

falta de nutrientes, ficando o organismo em estágios de repouso, permitindo a sobrevivência

das cianobactérias, as quais sobrepõem uma vantagem evolutiva sobre outras espécies não

fixadoras de nitrogênio (Yoo et al., Op. Cit).

26

2.4.4 Versatilidade ecológica das cianobactérias

As cianobactérias são o grupo que exibe uma grande versatilidade e flexibilidade a

adaptações bioquímicas, fisiológicas, genéticas e reprodutivas que, garantiu a permanência

destes organismos até os dias atuais e apresentam uma ampla distribuição geográfica, podem

ser encontradas, em praticamente todos os mais diversos tipos de condições ambientais da

Terra, desde ecossistemas de terras férteis a desertos quentes e frios, mostrando vantagens

adaptativas competitivamente superiores a outros componentes do fitoplâncton.

Entretanto, são nos ambientes aquáticos, tanto de água doce quanto em águas salobra

e marinha que encontramos maior prevalência e crescimento de cianobactérias: desde fontes

termais (algumas espécies podem ser encontradas em temperaturas de até 85ºC), águas

geladas nas regiões polares e neve, mananciais superficiais do Ártico ao Antártico, toda

coluna d’água, bentônicas ou pelágicas, sedimentos, sobre macrófitas aquáticas, perifítica,

lagos, rios, estuários, em meios muito ácidos ou alcalinos (Bothe, 1982; Fay, 1983; Lee, 1999,

Grossman et al., 1994, Esteves, 1998; Hyenstrand et al., 1998; Chorus & Bartram, 1999,

Hyenstrand, 1999, Adams, 2000; Dokulil & Teubner, 2000; FUNASA, 2003, Yunes, 2003).

A disponibilidade de nutrientes nos corpos d’água é um fator crucial para o

desenvolvimento de populações de cianobactérias. Elas podem apresentar elevada afinidade

por compostos de nitrogênio e de fósforo favorecendo-as na competição com outros

organismos fitoplanctônicos, quando sob limitação. Adicionalmente, algumas espécies de

cianobactérias possuem um mecanismo de elevada capacidade de reservas de fosfato (“luxury

uptake”), que lhes permite armazenarem fosfato suficiente para realizar de 3 a 4 divisões

celulares: sendo assim, uma célula pode multiplicar em 8 ou 16 células sem necessidade de

assimilar mais fosfato e a biomassa pode ser multiplicada por dez ou mais vezes; quando o

fosfato dissolvido estiver completamente exaurido no meio (Mur et al., 1999, Chorus & Mur,

1999, Istvánovics et al., 2000).

Características fisiológicas e ecológicas marcantes desse grupo, como a alta

capacidade de fixação de nitrogênio, tanto da água como da atmosfera ou assimilação de

outras formas disponíveis de nitrogênio (como o amônio e nitrato), mixotrofia e adaptação de

sobrevivência em condições de baixa luminosidade, produção de pigmentos acessórios

necessários à absorção mais eficiente da luz (ficobiliproteinas) e de toxinas alelopáticas, altas

temperaturas na superfície e estratificações térmicas da coluna da água, pobre qualidade

nutricional, podem explicar a distribuição das cianobactérias em diversos biótipos aquáticos

tão diversos, diferentes, extremos e resistir com as pressões seletivas nestes ambientes.

27

Várias hipóteses são presentes na literatura científica, como pode ser visto no item

2.4.11 deste trabalho (Dokulil & Teubner, 2000; Oliver & Ganf, 2000). A capacidade das

cianobactérias para ocuparem todos os habitats deve-se à sua longa história evolutiva,

havendo registros fósseis com amontoados de algas procarióticas (cianobactérias) de sua

origem estimada em cerca de 3.5 bilhões de anos, estando provavelmente entre as primeiras e

mais antigas formas de vida registradas no planeta produtores primários de matéria orgânica a

liberarem o oxigênio elementar sobre a terra, o que alterou profundamente toda a composição

da atmosfera terrestre e que possibilitou a evolução de muitas outras formas de vida (Shopf,

1993; Carmichael, 1994, Yoo et al., 1995, Hyenstrand et al., 1998; Hyenstrand, 1999; Dukulil

& Teubner, 2000, Whitton & Potts, 2000).

A capacidade e controle de flutuabilidade (“buoyancy”) em ecossistemas aquáticos

que a maioria das populações de cianobactérias planctônicas possui como vantagem ecológica

é conferida pela presença de vacúolos ou cilindros cheios de gás protéicos, chamados

aerótopos – vesículas gasosas ou pseudovacúolos que acumulam gás e auxiliam na flutuação

ou migração verticais no interior da coluna d’água (Calijuri et al., 2006).

Adicionalmente com suas alterações fisiológicas regulam a flutuabilidade a partir da

produção de gás e de glicogênio resultante da fotossíntese (glicogênio utilizado como peso), é

uma das características da regulação fisiológica da migração vertical das cianobactérias

considerada importante para o sucesso desses organismos na variabilidade de ecossistemas

aquáticos e por conferir a redução das perdas de biomassa por sedimentação, a possibilidade

da migração vertical para a superfície, a regulação da posição na profundidade, a fim de

otimizar as condições de captação da radiação solar pela fotossíntese e de nutrientes em que

se encontram e uma vantagem competitiva comparativamente com outras microalgas

(Reynolds & Walsby, 1975; Paerl et al., 1983; Walsby, 1994; Reynolds, 1997).

Wallace & Hamilton (1999) mencionaram três mecanismos fisiológicos das

cianobactérias em relação à regulação da flutuabilidade: 1) a mudança na forma de estocar

carboidratos, 2) regulação da síntese da vesícula de gás e 3) o colapso irreversível das

vesículas de gás sob a regulação da pressão de inflar. Estes atributos fisiológicos da regulação

de flutuabilidade de cianobactérias foram definidos a partir de estudos de outros

pesquisadores de ecologia fisiológica de cianobactérias, inclusive a pesquisa de Wallace &

Hamilton (1999) sobre Microcystis aeruginosa.

28

Os autores demonstraram em estudo de limnologia experimental que o aumento do

aporte de nutrientes, aumentou a biomassa total do fitoplâncton, especialmente cianobactérias

em lago enriquecido com seu sucesso em manter a razão entre flutuação/sedimentação

(Cottingham et al., 1998).

De acordo com Paerl (1988), algumas cianobactérias, possuem vários meios de

utilização da matéria orgânica para satisfazer os requerimentos de energia, crescimento e

produção de metabólitos. Diversos estudos sistemáticos e ecológicos têm relacionado a

promoção do crescimento e dominância de cianobactérias com ambientes que apresentam

enriquecimento de matéria orgânica. Águas eutróficas e hipereutróficas, ricas em matéria

orgânica dissolvida, são particularmente suscetíveis à floração de cianobactérias.

A disponibilidade de elevadas concentrações de nutrientes na água, especialmente

com altos níveis de séries de compostos nitrogenados e fosfatados é um fator crucial para o

crescimento acelerado das cianobactérias e outras microalgas (Calijuri et al., 2006). Segundo

Mur et al. (1999), as cianobactérias mostram elevada afinidade por compostos de nitrogênio e

de fósforo, favorecendo-as na competição com outros organismos fitoplanctônicos, quando

sob limitação de nitrogênio e fósforo. Além do mais, certas espécies de cianobactérias detêm

um mecanismo de estoque de fosfato (“luxury uptake”), que lhes permite estocar fosfato

suficiente para realizar de 3 a 4 divisões celulares. Sendo assim, uma célula pode multiplicar

em 8 ou 16 células sem necessidade de recorrer a nova assimilação de fosfato, e a biomassa

pode ser multiplicada por dez ou mais vezes, quando o fosfato dissolvido estiver

completamente esgotado no meio (Chorus & Mur, 1999; Istvánovics et al., 2000).

Apesar de longa existência das cianobactérias, a partir do Pré-cambriano, não

perderam vitalidade e ainda são capazes de colonizar os mais variados tipos de biótopos,

incluindo ambientes com condições muito extremas. A viabilidade e diversidade desses

organismos estão provavelmente conectadas com capacidade adaptativa. O grupo tem cerca

de 2800 morfoespécies descritas, a maioria de águas continentais, mas existe grande riqueza

de espécies também em ambientes marinhos e terrestres (Wilmotte, 1994; Komárek &

Anagnostidis, 2005).

Do ponto de vista da qualidade d’água, das características que chamam especial

atenção sobre as cianobactérias: 1) a capacidade de certos gêneros, de formar florações “ou

blooms”; 2), o potencial de alguns gêneros, de serem tóxicos (Chorus & Bartram, 1999).

29

2.4.5 Ocorrência de florações de cianobactérias

Em corpos d’água recreacionais e para consumo humano, populações de

cianobactérias, sob certas condições e em determinado local, podem se desenvolver em

grandes quantidades, superiores à média (20.000 células.mL-1), valor máximo recomendado

pela ONU, formando uma biomassa visível a olho nu, chamada de floração ou bloom

(Annadotter et al., 1995, Falconer, 1996, Tochimsen et al., 1998, Chorus & Bartram, 1999,

Oliver & Ganf, 2000, Carmichael et al., 2001).

Freqüentes florações são formadoras de cianobactérias em águas continentais

eutrofizadas, sendo consideradas indicadoras da deterioração da qualidade ambiental.

Segundo Paerl (1997), além de existirem fatores ambientais específicos que podem causar

e/ou regular a multiplicação e conseqüente predominância de populações de cianobactérias,

mesmo em condições de baixa concentração de fósforo ou especialmente quando a relação

N:P é baixa. As características fisiológicas desses organismos também parecem contribuir

para o sucesso competitivo sobre os outros organismos produtores e consumidores.

As cianobactérias possuem vários meios de utilizar a matéria orgânica, para

satisfazer as necessidades energéticas de crescimento, fundamentalmente a alta capacidade de

fixação de nitrogênio atmosférico, maior acumulação de polifosfatos por parte de alguns

gêneros de cianobactérias e utilização de várias estratégias metabólicas de síntese de toxinas

potencialmente tóxicas (Sommer, 1985; Oliver & Ganf, 2000).

Estudos sistemáticos e ecológicos têm associado a promoção do crescimento e

dominância de populações de cianobactérias com ambientes que apresentam enriquecimento

de matéria orgânica. Águas ricas em matéria orgânica dissolvida, são particularmente

suscetíveis à florações de cianobactérias. Algumas espécies deste grupo (Microcystis spp,

Anabaena spp, Aphanizomenon spp) desenvolvem florações facilmente visíveis porque as

células se acumulam na superfície da coluna d’água, formando uma capa densa de alguns

centímetros de espessura e de uma cor verde flúor característico. Estas espécies ascendem à

superfície em questão de minutos, horas a dias, quando a coluna d’água se estabiliza, devido à

presença daqueles vacúolos protoplasmáticos de gás (Reynolds & Walsby, 1975; Margalef,

1981; Reynolds, 1987).

Estratificações térmicas promovem estabilidade da coluna d’água. Essa estabilidade

se dá em condições de ventos menores que 3 m.s-1, de modo que em menos de 24 horas um

ambiente turbulento passa a um estado estável e permite a acumulação da floração na

superfície. As florações de outras cianobactérias (Planktothrix spp, Oscillatoria spp,

30

Planktolyngbya spp) não se acumulam na superfície senão em níveis mais profundos e menos

iluminados (Reynolds et al., 1983), ou permanecem dispersas na coluna d’água, pelo que não

são sempre visíveis a simples vista.

Os “blooms” de cianobactérias são fenômenos que podem se desenvolver

rapidamente e ocorrer naturalmente, ante determinadas condições ambientais que favorecem o

crescimento de umas espécies mais que outras (Torgan, 1989). A proliferação de florações de

cianobactérias é descrita no mundo todo como potencialmente causadora da intoxicação e

morte de inúmeros animais domésticos e selvagens (Carmichael & Falconer, 1993;

Carmichael, 1994; Codd et al, 2005), tendo sido comprovada a ação nociva de suas toxinas

também em seres humanos (Dowining et al 2001).

Um crescimento explosivo da biomassa e número de células pode levar a florações

superficiais que formam “escumas” e pode ser auto-limitante. Por sua natureza de curta

permanência (horas, dias ou semanas), de uma ou de poucas espécies planctônicas e biofilmes

de espécies bentônicas pode produzir mudanças visíveis da coloração, das características

organolépticas e desoxigenação da água. No entanto, se tem registrado um incremento

mundial em sua freqüência e duração, associado aos resultados das condições da interação de

fatores físicos, químicos e biológicos, ocorrendo geralmente, em dias calmos, claros e

quentes, elevada disponibilidade de nutrientes, como em lagos eutrofizados natural ou

artificialmente. Durante a floração, as algas são empurradas pelo vento acumulando-se na

superfície e na margem de áreas protegidas como baías (Hallegraeff, 1992; Paerl, 1996;

Chorus & Bartram, 1999; Vasconcelos, 1999; Cook et al., 2004).

Entre as conseqüências ocasionadas por ocorrência de uma floração de

cianobactérias estão os grandes impactos sociais, econômicos e ambientais, por acarretar

problemas estéticos como as “natas” verdes na superfície da água. Alguns gêneros, tais como

Oscillatoria e Anabaena, produzem compostos aromáticos voláteis (geosmina e 2-meti-

isoborneol), que apesar de não terem efeitos nefastos, em termos de saúde pública, conferem à

água e aos animais aquáticos odor forte, sabor desagradável (sabor amargo, cheiro de capim,

barro, mofo), o que leva a uma diminuição de apetência para o seu consumo, além dos

problemas de entupimento de filtros nas estações de tratamento, acréscimo da dosagem de

reagentes e aumento do custo de produção. Por produzirem metabólitos secundários, com

altas propriedades tóxicas, podem afetar direta ou indiretamente a saúde de muitos animais

levando-os à morte incluindo o homem (Dowining et al., 2001).

31

Quando estes organismos morrem e entram em decomposição, o cheiro fica ainda

pior, semelhante a esgoto. Os problemas de sabor e o odor à água, podem ser um indicativo da

ocorrência de cianobactérias, em certas condições, se tornam produtores de metabólitos

tóxicos com potenciais riscos para a saúde da população consumidora dessa água e para os

ecossistemas, mas a confirmação da presença de cianotoxinas só pode ser obtida através de

analise laboratorial (Chorus & Bartram, 1999).

A morte e diminuição da produção de peixes; aumento da probabilidade de morte de

peixes como também de espécies de animais de importância recreacional e comercial por

ocorrência de uma floração sobrevém principalmente da desoxigenação e elevação do pH das

camadas profundas da coluna de água, devido à degradação da matéria orgânica formada, ou

pela ação das cianotoxinas. Várias espécies e linhagens de cianobactérias são responsáveis por

conseqüências agudas e potencialmente fatais aos animais e ao homem após tomarem água

que contenha uma alta concentração de células tóxicas. A morte ou a ocorrência de doenças

sérias em animais domésticos e selvagens como conseqüência de florações, ocorre em várias

partes do mundo. A maior parte dos envenenamentos é registrada em animais terrestres, que

tomam água contendo as microalgas, mas animais marinhos também são afetados

especialmente em atividades de maricultura (Carmichael & Falconer, 1993).

Também, o aporte de matéria orgânica causa a redução da transparência da água;

perda das qualidades dos aspectos estéticos do corpo d’água e da biodiversidade das espécies;

na filtração da água potável nas ETA’s antes da distribuição urbana (Smith et al., 1999,

Falconer, 1999; Pitois et al., 2000, Wetzel & Likens, 2001).

Estas cianotoxinas diferem nos mecanismos de absorção, órgãos afetados, modo

molecular de ação (Wiegand & Pflugmacher, 2005) em situação de contato, ingeridas ou uso

de água contaminada com cianotoxinas (Chorus, 2001). Tais florações já têm sido registradas

em todo o mundo (Codd et al., 2005) e naturalmente, a maioria das pesquisas recentes sobre

estes organismos está centrada na identificação e quantificação da toxina (Graham et al.,

2004; Aboal & Puig 2005; Ballot et al., 2005).

Em África e no Brasil, como tem sido observada em outros países de todos os

continentes, a conseqüência da eutrofização também têm produzido mudanças na qualidade

de água, incluindo uma incidência aumento de florações de populações de microalgas e

cianobactérias.

Porém, em África, um continente com 57 países, as informações sobre a ocorrência

de florações de cianobactérias ainda são poucas. Poucos países já registraram esses eventos,

tais como: Etiópia (Aphanothece, Chroococcus, Anabaena e Microcystis), Quênia (Anabaena,

32

Oscillatoria, Botryococcus e Microcystis), Marocos (Microcystis aeruginosa f. aeruginosa,

Microcystis aeruginosa flos-aquae, Microcystis ichthyoblabe, Microcystis pulverea f.

delicatíssima, Oscillatoria, Planktothrix, Anabaena, Aphanizomenon e Phormidium),

Namíbia (não identificadas), África do Sul (Microcystis, Anabanea, Oscillatoria,

Planktothrix, Cylindrospermopsis) e Zimbábue (Microcystis e Anabaena) (Codd et al., 2005).

O crescimento excessivo de algas e cianobactérias em reservatórios Brasileiros é uma

realidade. Estudos sobre florações de cianobactérias ocorridas nos mananciais brasileiros têm

se intensificado especialmente em reservatórios de abastecimento público de água ou

produção hidroelétrica.

Tundisi & Matsumura (2008) apresentam 20 ocorrências de espécies de

cianobactérias tóxicas registradas no Brasil, incluídas em 14 gêneros, e que Microcystis

aeruginosa é a espécie mais comum. Além disso, Anabaena spp (A. circinalis; A. flos-aquae;

A. planctônica; A. solitaria; A. spiroides) são espécies potencialmente tóxicas. Mais

recentemente, uma invasão de Cylindrospermopsis raciborskii tem sido detectada e seu ciclo

descrito em vários ecossistemas aquáticos do Brasil (Branco & Senna, 1994; Sant’Anna &

Azevedo, 2000; Huszar, 2000; Conte et al., 2000). Mesmo assim, ainda são necessários

muitos estudos para um melhor entendimento dos fatores envolvidos na dinâmica do

surgimento das cianobactérias e produção de cianotoxinas nos ambientes Brasileiros.

No estuário da Lagoa dos Patos do Rio Grande do Sul, a presença de florações de

Microcystis aeruginosa provocou irritações na pele de pescadores nativos (Yunes et al.,

1999). Nos meses de verão e outono de 1998, no estuário da Lagoa dos Patos-RS, Minilo

(2000) observou florações de cianobactérias e produção de microcistinas intracelulares, tendo

relacionado a fatores ambientais, tais como, altas temperaturas (>20ºC), pH próximo de 8,

águas predominantemente doces e períodos de calmaria. O mesmo autor, estudando as

represas do médio e baixo Rio Tietê (Barra Bonita, Bariri, Ibitinga, Promissão, Nova

Avanhandava e Três Irmãos), entre novembro/02 e outubro/03, constatou que a maioria dos

reservatórios avaliados apresentou valores de densidade das cianobactérias (células.mL-1)

sempre acima de 20.000 células.mL-1, valor máximo recomendado pela ONU para água

potável (Chorus & Bartram, 1999), portanto, as represas estariam no nível de primeira alerta.

2.4.6 Ocorrência de cianobactérias tóxicas

Nos últimos anos tem havido uma grande preocupação especial com estas florações

de cianobactérias que se relaciona com a capacidade por alguns destes organismos de produzir

uma extensa série de toxinas potentes como metabólitos secundários. Cianotoxinas é o nome

33

atribuído às toxinas produzidas pelas cianobactérias e, embora ainda não esteja devidamente

esclarecido qual o papel dessas toxinas, têm-se assumido que esses compostos tenham a

função protetora contra herbivoria do zooplâncton, como acontece com alguns metabólitos de

plantas vasculares, os quais conferem uma proteção contra a predação de animais herbívoros

(Carmichael, 1992, Chorus & Bartram, 1999).

As diferentes cianotoxinas têm diversas ações sobre a saúde humana e sobre os

organismos aquáticos (Chorus & Bartram, 1999). As toxinas de cianobactérias mais

freqüentemente encontradas em florações nos corpos d’águas doces e salobras de todo o

mundo são os peptídeos cíclicos da família microcistinas e das nodularinas. Embora estejam

descritas ocorrências e florações de vários gêneros de cianobactérias, Microcystis tem sido o

mais estudado. Isto pode ser explicado não somente pela maior freqüência do gênero, mas

também pelo fato da primeira cianotoxina estudada (Microcistina) ter sido isolada a partir de

uma linhagem de Microcystis aeruginosa (Carmichael et al., 1988). Assim, desenvolveram-se

principalmente técnicas de pesquisa conduzidas para as microcistinas.

O fato das ocorrências de cianobactérias estarem a aumentar e a possibilidade de

serem liberadas cianotoxinas para os ecossistemas de água doce têm despertado todo o

interesse nesta problemática. Assim, a comunidade científica internacional tem o objetivo de

melhorar o conhecimento sobre as conseqüências destas ocorrências assim como os modos de

as evitar, o que tem estado patente nos inúmeros trabalhos científicos relacionados com este

tema, que têm surgido ao longo dos últimos anos (Chorus & Bartram, 1999; Whitton & Potts,

2000; Chorus, 2001).

As cianobactérias produzem na água toxinas, que podem agir diretamente sobre a

vida do plâncton, dos peixes e do homem (Carmichael, 1994). Quando as florações tóxicas se

dão em corpos d’água destinados a usos humanos, como fonte de água potável, recreação,

banho, etc., ocasionam importantes prejuízos sob o ponto de vista sanitário e estético (Codd et

al., 1989, Falconer, 1996; Falconer & Humpage, 1996).

As cianotoxinas tiveram como primeiros relatos no século XIX no continente

Australiano quando foram primeiramente registrados diversos casos de envenenamento e

morte de animais domésticos (Francis, 1878). Estas cianotoxinas estão classificadas em três

grupos principais segundo o modo de ação: neurotoxinas, dermatotoxinas e as hepatotoxinas

(Carmichael, 1994; Chorus & Bartram, 1999).

As neurotoxinas produzidas pelas cianobactérias (Figura 1) são alcalóides ou

organofosforados que podem lesar o sistema nervoso e são caracterizadas por sua ação rápida,

causando a morte de vertebrados por paralisia parada respiratória após poucos minutos de

34

exposição (anatoxina-a, homoanatoxina-a, anatoxina-a(s), e as pertencentes ao grupo das

saxitoxinas (PSPs).

Apesar de possuírem mecanismos de ação diferentes, todas causam em bloqueio

neuromuscular, a transmissão dos estímulos nervosos, levando o animal à morte por paralisia

respiratória (Molica, 2003), e as hepatotoxinas (Figura 2a, b) são peptídeos constituídos por

sete aminoácidos (microcistinas) ou cinco aminoácidos, causadores de intoxicações agudas ou

crônicas que atingem e lesam as células do fígado. A microcistina é um heptapeptídeo cíclico,

enquanto que a nodularina é um pentapeptídeo cíclico. X e Z representam os dois L-

aminoácidos que podem variar e R1 e R2 são H ou CH3 (Carmichael, 1988). A

cilindrospermopsina, que é um alcalóide hepatotóxico, foi caracterizada em 1992 (Ohtani et

al., 1992). Os sinais observados após ingestão dessas hepatotoxinas são hemorragia no fígado,

prostração, anorexia, vômitos, dor abdominal e diarréia, levando a morte (Carmichael &

Schwartz, 1984, Beasley et al., 1989, Carmichael, 1994; Codd et al., 2005). As neurotoxinas

são produzidas por espécies dos gêneros Anabaena, Aphanizomenon, Oscillatoria,

Trichodesmium e Cylindrospermopsis e pelo menos cinco neurotoxinas, atuam ao nível da

transmissão dos impulsos nervosos provocando a morte por parada respiratória.

As hepatotoxinas promovem uma desorganização do citoesqueleto dos hepatócitos,

aonde chegam por meio de receptores dos ácidos biliares, o que provoca uma retração dos

mesmos, com conseqüente aumento dos espaços intercelulares passando o sangue a fluir dos

capilares para os espaços intercelulares formados, o que provoca lesões teciduais levando a

morte (Carmichael, 1994). As intoxicações por contato podem ocorrer acidentalmente, ou na

prática de desportos aquáticos devido principalmente às toxinas irritantes do grupo dos

polissacarídeos, produzidas pelos gêneros Anabaena, Microcystis e Aphanizomenon. Os

principais e mais comuns sintomas são vermelhidões da pele, irritação ocular, conjuntivite,

urticária, obstrução nasal, asma (Chorus & Bartram, 1999).

Outros grupos de fitoplâncton têm também a capacidade de formar florações nocivas

em água doce, incluindo algumas espécies de dinoflagelados e crisofíceas. Mas essas

florações são menos freqüentes do que as das cianobactérias e estão associadas a condições

diferentes. As florações de dinoflagelados são geralmente presentes aos ambientes salgados

(Paerl, 1988).

Em lagos e reservatórios, elas preferem ambientes bem misturados e enriquecidos em

nutrientes (Reynolds, 1984), enquanto crisófitas tendem a formar florações em lagos

oligotróficos de clima norte temperado (Nicholls, 1995). Apesar desses exemplos, as

cianobactérias são, sem dúvida, o grupo principal formador de florações em água doce, que,

35

além disso, podem ser nocivas (Paerl et al., 2001). Estima-se que mais de 50% das florações

de cianobactérias de águas continentais, registradas ou não a nível mundial, são tóxicas

(Hallegraeff, 1992).

Apesar do crescente aumento nos estudos sobre este fenômeno, se desconhece com

precisão qual é o fator que desencadeia a síntese de toxinas. Algumas linhagens de

cianobactérias sintetizam metabolitos que têm efeitos tóxicos sobre a biota (Chorus &

Bartram, 1999).

36

Tabela 1. Correlações entre as cianotoxinas, seus modos de ação e diversos gêneros

associados de cianobactérias.

Modo de ação Cianotoxina Gênero Bibliografia

Hepatoxinas

1) Microcistinas

2) Nodularinas

Microcystis, Anabaena,

Aphanizomenon, Nostoc,

Planktothrix, Hapalosiphon,

Synechocystis, Aphanocapsa

e Oscillatoria, Gleotrichia

Coelosphaerium.

Nodularia

Miura et al.,

1991; Rinehart et al.,

1994; Yoo et al.,

1995; Sivonen, 1996;

Nobre, M. M. Z. A.,

1997; Dawson, 1998;

Nascimento &

Azevedo, 1999;

Domingos et al.,

1999; Brittain et al.,

2000; Saito et al.,

2001.

Neurotoxinas

Saxitoxinas

Anatoxinas e

Homoanatoxina

Aphanizomenon, Anabaena,

Cylindrospermopsis,

Oscillatoria, raciborskii,

Trichodesmium

Mahmood

& Carmichael, 1986;

Sivonen et al., 1989;

Carmichael et al.,

1990; Lagos et al.,

1999; (Kuiper-

Goodman et al., 1999)

Dermatotoxinas

(pigmentos

e

lipopolissacarídeos)

(Cianobactérias, em geral)

Watanabe et

al., 1996; (Kuiper-

Goodman et al.,

1999)

Cilindrospermopsina

Cylindrospermopsis

raciborskii, Umezakia natan,

Aphanizomenon ovalisporum

Ohtani et

al., 1992; Terao et al.,

1994; Banker et al.,

1997;

Outros (lesões no

fígado, pulmões, rins,

mucosa gástrica)

Beta

Metil-aminoalanina

Nostoc,

Microcystis, Synechocystis,

Lyngbya, Anabaena,

Nodularia, Trichodesmium,

Cylindrospermopsis,

Aphanizomenon, Calothrix

37

As conseqüências ecológicas da ocorrência de cianobactérias e a produção das

cianotoxinas têm efeito no biótipo aquático, causando problemas ambientais graves tendo,

portanto, grande importância ecológica. Tal como se observa para outras substâncias, as

cianotoxinas são também bioacumuláveis podendo ser bioamplificáveis ao longo da cadeia

alimentar. Este processo ficou demonstrado em trabalhos experimentais de laboratório

efetuados com moluscos e lagostins, onde se observou a acumulação de cianotoxinas

(microcistinas e nodularinas) depois de alimentar os animais com linhagens tóxicas de

cianobactérias (Eriksson et al., 1989; Lindholm et al., 1989; Saker et al., Falconer et al.,

1992; Vasconcelos, 1995a, 1999). O fato das cianotoxinas serem acumuladas nestes

organismos sem lhes provocarem efeitos letais torna-os, vetores de toxinas para os níveis

tróficos superiores, incluindo o Homem.

As cianobactérias também são responsáveis por alterações nos organismos aquáticos,

principalmente nas populações de peixes, tendo-se registrado casos de morte em massa

quando aparecem florações (Codd & Roberts, 1991). Muitas vezes é difícil saber qual a razão

dessas mortandades de peixes: através da liberação e intoxicação por cianotoxinas, por

amónia ou morte por asfixia (anoxia). A depleção de oxigênio é decorrente da decomposição

da matéria orgânica morta no final da floração. Os peixes apresentam sintomas de intoxicação

por microcistinas similares a alguns verificados em mamíferos: alterações histológicas do

trato gastrointestinal e das brânquias e necrose hepática e renal (Tencalla et al., 1994;

Råbergh et al., 1991; Anderson et al., 1993; Carbis et al., 1997). Está também demonstrado

que a sensibilidade dos peixes e anfíbios na face inicial de desenvolvimento é superior à dos

organismos juvenis e adultos, podendo assim afetar a dinâmica das populações (Oberemm,

2001).

Já que os animais superiores, como aves e mamíferos não são capazes de distinguir

uma floração tóxica, tornam-os susceptíveis a intoxicações por ingestão e imersão em águas

contaminadas. Foram já publicados casos de morte animal por intoxicação das cianobactérias

(Kuiper-Goodman et al., 1999 e Falconer, 2001). Com relação aos níveis tróficos mais baixos,

existem vários estudos experimentais em laboratório com zooplâncton (exemplo Daphnia

spp) que revelam dados pouco consistentes em que a sensibilidade às cianotoxinas difere

consoante o género, a espécie e até mesmo o clone (Sivonen & Jones, 1999).

As conseqüências da ocorrência de cianobactérias cianotoxinas tóxicas para a saúde

humana, provocam efeitos adversos, os quais estão evidenciados em estudos epidemiológicos

e toxicológicos. Quanto ao modo de acção, elas podem apresentar efeitos de ação aguda ou

crônica, conforme o grau e o tempo de exposição. De todas as cianotoxinas, apenas os

38

polipeptídios cíclicos parecem exercer efeitos crônicos, nomeadamente a promoção do

crescimento de tumores hepáticos e outros. Os seus efeitos agudos incluem morte por

hemorragia e insuficiência hepática (Kuiper-Goodman et al., 1999).

Para além do risco de intoxicações humanas por cianotoxinas via exposição oral no

consumo de produtos contaminados, oral e dérmica com água de recreação, hemodiálise, o

outro risco de intoxicação humana prende-se com exposição oral no consumo de água

potável, uma vez que com muita freqüência a água é aproveitada superficialmente em

sistemas de represas, estas com condições favoráveis para o desenvolvimento de

cianobactérias. Caso não haja sistemas de prevenção e detecção de cianotoxinas, as águas

contaminadas podem levar a uma exposição prolongada das populações consumidoras que

poderão sofrer efeitos crônicos como é o caso do tumor hepático (Kuiper-Goodman et al.,

1999).

As hepatotoxinas: microcistinas e nodularinas são as toxinas mais comuns na

produção de intoxicação de ação crônica, registrando-se geralmente um aumento da atividade

das enzimas hepáticas no plasma dos indivíduos intoxicados, uma vez que estas toxinas agem

a nível hepático, através da alteração da forma dos hepatócitos. Além de poder encontrar-se

na forma livre, uma parte significativa da cianotoxina adsorvida pode, a nível molecular,

ligar-se covalentemente às proteínas fosfatases 1 e 2A (PP1 e PP2A) (MacKintosh et al.,

1990; Yoshizawa et al., 1990; MacKintosh & MacKintosh, 1994; Dawson, 1998). Desta

forma, inibem a sua atividade de uma forma notavelmente semelhante à do ácido ocadáico,

um promotor potente de tumores que também é a toxina responsável pela intoxicação

diarréica por moluscos (Cohen et al., 1990). As proteínas fosfatases 1 e 2A são enzimas que

regulam muitos processos (divisão e crescimento celular, metabolismo, controle hormonal,

entre outros), como respostas a sinais do estresse do seu ambiente (MacKintosh &

MacKintosh, 1994).

Quando a cianotoxina entra numa célula e bloqueia a função das proteínas fosfatases,

a células perde o controle normal e responde inadequadamente aos sinais, resultando muitas

vezes numa doença como o câncer, diabetes ou numa desordem imunológica (MacKintosh &

MacKintosh, 1994). Esta inibição dá-se através de um mecanismo de dois passos (Craig et al.,

1996). Depois de uma rápida ligação não-covalente inicial, as microcistinas podem formar

uma ligação covalente com as subunidades catalíticas das proteínas fosfatases, a Cys273 nas

PP1 ou a Cys266 nas PP2A, através do resíduo de N-metildehidroalanina (Mdha)

(MacKintosh et al., 1995; Runnegar et al., 1995b). As hepatotoxinas aumentam assim os

níveis básicos de fosforilação protéica nos hepatócitos, devido à inibição das fosfatases. O

39

baixo valor de IC (concentração que causa 50% de inibição) para a inibição 50 de PP1 e PP2A

através de microcistinas é relativamente baixo, o que demonstra que as interações toxina-

fosfatase são extremamente fortes (MacKintosh & MacKintosh, 1994).

Alguns eventos históricos, entre muitos outros de intoxicações, evidenciam o risco

que as cianotoxinas representam para a saúde humana (Tabela 2). A ocorrência de florações

formadoras de cianobactérias tóxicas representa riscos ambientais para os ecossistemas

aquáticos continentais, não apenas pelo aspecto de formarem elevadas biomassas, ou seja,

grande concentração de matéria orgânica, mas também por terem possibilidade de liberar para

o meio, metabólitos tóxicos nomeados cianotoxinas e lipopolissacarídeos (LPS). Apesar das

pesquisas nesta área tenham vindo a crescer, a importância e o papel ecológico destas toxinas

ainda não é conhecido (Kaebernik & Neilan, 2001).

Segundo Chorus & Bartram (1999), as toxinas produzidas por cianobactérias são

armazenadas nas células durante a maior parte da sua vida, sendo só liberadas na água quando

ocorre lise celular, decorrente do processo de senescência das células, da ingestão celular pelo

zooplâncton ou peixes, da rebentação celular pela ação dos agentes químicos utilizados no

processo de tratamento d’água para consumo ou da decomposição natural. Adicionalmente à

liberação de cianotoxinas, os impactos negativos das florações de cianobactérias são:

formação de nata na superfície da água, impossibilitando às trocas na interface ar/água;

alteração da viscosidade do meio; redução da zona eufótica; alteração do odor e do sabor da

água; e sintomas de depleção de oxigênio dissolvido e até anoxia, devido à morte massiva das

cianobactérias e alterações na estrutura e composição das comunidades aquáticas.

2.4.7 Evidências de intoxicações provocadas por cianotoxinas

As cianobactérias tóxicas são responsáveis pela maioria dos acontecimentos

conhecidos de intoxicação envolvendo ficotoxinas de águas doces e salobras (Carmichael &

Falconer, 1993; WHO, 1998; Chorus & Bartram, 1999; Chorus et al, 2000). Os casos de

intoxicação estão normalmente associados aos períodos de floração, quando as cianotoxinas

liberadas nas águas geralmente são encontradas em grandes quantidades.

Uma das primeiras evidências científicas de manifestações de intoxicação de

populações humanas se refere aos trabalhos iniciais de Francis (1878), nos quais ele descreve

uma floração de Nodularia spumigera no Lago Alexandrina, localizado perto de Adelaide,

Sul da Austrália, e mais 65 outros casos episódicos de toxicidade de microalgas de água doce.

George Francis (Op. Cit) confirmou a causa do envenenamento fornecendo a um bezerro,

resquícios de floração do lago, que subseqüentemente causou a morte do animal.

40

Após a comunicação de Francis (Op. Cit.), muitos outros casos de intoxicações

produzidas por águas contendo cianobactérias daquele como de outros gêneros, têm sido

noticiados. Eventos freqüentes de intoxicação de animais de fazendas e também de estimação,

após nadarem ou ingerirem cianobactérias, para além de outros animais afetados, tais como

patos, marrecos e outras aves aquáticas, mamíferos silvestres em geral, e até mesmo

rinocerontes têm sido registrados (Carmichael & Evans, 1992).

Na década de 70 se isolaram e identificaram as primeiras cianotoxinas, e desde então,

está se tornando cada vez maiores registros a ocorrência de florações potenciamente tóxicas

que apresentam os grupos comuns de toxinas. Segundo Carmichael et al. (1988a, b, c); Baker

& Humpage (1994); Sivonen (1996), 25% a 70% das florações de cianobactérias são tóxicas

em todo o mundo.

Diversas ocorrências de florações com incidentes de manifestações de intoxicações

de populações humanas pelo consumo de água contaminada por toxinas de linhagens de

cianobactérias já foram descritas em diferentes países, como: na Austrália, Inglaterra, China e

África do Sul (Falconer, 1994, 2001, Falconer et al., 1994; Codd, 1995; Chorus & Bartram,

1999; Chorus et al., 2000); Argentina, Canadá, U.S.A., Rússia, Noruega, (Carmichael &

Gorham, 1981; Chorus & Bartram, 1999; Falconer et al., 1999; Codd, 2000), Portugal

(Vasconcelos et al., 1993, Vasconcelos, 1994), Brasil (Jochimsen et al., 1998). Essas

intoxicações também têm sido associadas com vários casos de morte de animais domésticos e

selvagens, peixes e problemas de saúde e morte humana, após terem o contato com florações

de cianobactérias (Carmichael & Falconer, 1993; Carmichael, 1992, 1994; Carmichael et al.,

2001; Azevedo, 1996, 1998).

Alguns gêneros de cianobactérias com espécies, tais como Microcystis,

Cylindrospermopsis, Anabaena, Nostoc, Hapalosiphon, Synechocystis, Aphanocapsa,

Oscillatoria, Radiocystis, Aphanizomenon, Planktothrix formam florações em que pode haver

liberação de toxinas através da lise celular (Bittencourt-Oliveira & Molica, 2003).

No Brasil, tem sido confirmada a ocorrência de linhagens tóxicas em reservatórios

hidrelétricos, de abastecimento publico, lagos artificiais, lagoas salobras e rios nos estados de

São Paulo, Rio de Janeiro, Minas Gerais, Paraná, Bahia, Pernambuco e Distrito Federal

(Azevedo & Vasconcelos, 2006).

Mas, a extensão e magnitude do problema para a saúde pública no Brasil são

desconhecidas. Todavia, segundo Sant’Anna & Azevedo (2000), já foram registradas várias

ocorrências de pelo menos 20 espécies de cianobactérias potencialmente tóxicas, incluídas em

14 gêneros, nas cinco diferentes regiões do país, evidenciaram uma forte correlação

41

epidemiológica com florações de cianobactérias potencialmente tóxicas por Yunes et al.

(1996) em estuários e lagoas costeiras na região sul; Azevedo et al., 1994, Magalhães et al.

(2001), Lagos et al. (1999) na região sudeste; Porfírio et al. (1999), Bouvy et al. (1999) e

Teixeira et al. (1993) em açudes da região nordeste como em Alagoas e Bahia, com a morte

de 88 pessoas, entre 2000 intoxicadas pelo consumo de água contaminada do reservatório de

Itamaracá (BA). Na água deste reservatório foram encontradas espécies dos gêneros

Anabaena e Microcystis em quantidades variando entre 1.104 e 9.755 colônias. mL-1 (Teixeira

et al., 1993).

Contudo, o caso ocorrido em fevereiro de 1996 com 131 pacientes renais crônicos no

centro de hemodiálise na cidade de Caruaru (PE), no nordeste do Brasil, desenvolveu sinais e

sintomas de neurotoxicidade aguda e grave hepatotoxicose sub-aguda após sessões de

hemodiálise (Carmichael apud Lahti, 1997; Pouria, 1998) e o uso direto da água de um

reservatório que continha uma floração de cianobactérias era tratada na clinica, pode ser

considerado um marco expressivo máximo na ocorrência de danos à saúde humana devido à

ação de cianotoxinas. Nos 6 meses seguintes, 60 dos 131 pacientes já havia falecido de

hemorragias no fígado ou colapsos hepáticos causados por cianotoxinas.

A partir daí, o episódio foi conhecido como “a síndrome de Caruaru”, que teve

repercussão a nível nacional e internacional. Oitenta pacientes renais crônicos, após terem

sido submetidos a sessões de hemodiálise, foram contaminados por microcistinas e passaram

a apresentar quadro clinico compatível com hepatotoxicose que, no entanto, não era

correlacionada com nenhum dos fatores usualmente tidos como causadores desse tipo de

intoxicação (Jochimsen et al., 1998; Pouria et al., 1998).

Posteriormente, 54 pacientes vieram a falecer, no decorrer de cinco meses após o

início dos sintomas e, de acordo com as informações cedidas pela Secretaria de Saúde do

Estado de Pernambuco, as referidas clínicas recebiam água sem tratamento completo e

normalmente era feita uma cloração no próprio caminhão tanque utilizado para transportar

água. As análises laboratoriais possibilitaram o isolamento e detecção da microcistina-LR nos

filtro de carvão ativado usados no sistema de purificação de água do centro de hemodiálise,

bem como em amostras de sangue e fígado dos pacientes intoxicados (Jochimsen et al., Op.

Cit.; Pouria et al., Op. Cit.; Carmichael et al. (1998); Azevedo et al. (1996, 1998).

Chellappa et al. (2000) também associaram intensa mortandade de peixes e camarões

à florações de Microcystis aeruginosa e Pseudanabaena sp, em recente estudo realizado no

reservatório Marechal Dutra, localizado no semi-árido do Estado, tendo atribuído ao excesso

de nutrientes liberados do cultivo de peixes em tanques de rede nas partes rasas do

42

reservatório. Segundo Azevedo (1998) e Costa & Azevedo (1994) cerca de 75% das cepas

isoladas no Brasil mostram-se tóxicas quando avaliadas em bioensaios.

Além disso, exposições às águas recreacionais contendo cianobactérias tóxicas têm

causado doenças, desde pneumonia aguda e hepatoenterites até moderadas gastroenterites e

irritação da pele (Turner et al., 1990; El Saadi et al., 1995; Pilotto et al., 1997; Falconer et al.

1999, 2001). No entanto, não havia nenhum relato oficial que correlacionasse as cianotoxinas

a letalidade de seres humanos.

Os registros mais freqüentes de intoxicações por cianotoxinas estão relacionados

com animais domésticos ou silvestres, que beberam água de sistemas com cianobactérias

tóxicas (Tabela 2) e datam desde 1833, em Dinamarca (Moestrup, 1996). Os registros de

intoxicações humanas têm apresentado diferente gravidade e datam desde 1931, como se

mostra nos exemplos da Tabela 3 (Carmichael & Gorham, 1981; Falconer & Humpage, 1996;

Pizzolón, 1996).

43

Tabela 2. Exemplos de intoxicações e sintomas mais freqüentes em humanos e em animais

devido à toxinas produzidas por cianobactérias, destacando-se os casos registrados no Brasil

(Chorus & Bartram, 1999).

País do registro Vítima Efeitos tóxicos Responsável Referências

USA (Rio Ohio) humana Primeira notícia mundial de

gastroenterites

Microcystis

aeruginosa

Tisdale, 1931

cães Neurotoxicidade - anatoxina-a

(s)

Anabaena flos-

aquae

Mahmood et al., 1988

Austrália humana 852 casos de gastroenterites,

alergias, febre e úlceras

dérmicas durante uma floração

de 7 dias em águas de

recreação

Microcystis

aeruginosa

Pilotto et al., 1997

cães e

aves

Hepatotoxicidade Nodularia

spumigena

Francis, 1878

ovelhas Hepatotoxicidade Microcystis

aeruginosa

Jackson et al., 1984

ovelhas Neurotoxicidade (PSP) Anabaena

circinalis

Negri et al., 1995

Brasil humana Em 1985, primeira notícia para

América Latina: 2000 casos de

gastroenterites por água

potável, com 88 mortes.

Microcystis

aeruginosa

Teixeira et al., 1993

Em 1996, primeiro registro

mundial de intoxicação por via

sanguínea: 131 pacientes

dializados apresentaram

patologias hepáticas, 60

morreram em 10 meses.

Microcystis

aeruginosa

Pouria et al., 1998;

Chorus & Bartram,

1999

Inglaterra humana Em 1989, intoxicação aguda de

20 esportistas por inalação de

spray durante canoagem

Anabaena flos-

aquae

Turner et al., 1990

Cães de

pastoreio

Hepatotoxicidade

(microcistina)

Microcystis

aeruginosa

Pearson et al., 1990

Canadá Gado

bovino

Neurotoxicidade (anatoxina-a) Anabaena flos-

aquae

Carmichael & Gorham,

1978

44

Aves

aquáticas

Neurotoxicidade (anatoxina-a) Anabaena flos-

aquae

Pybus & robinson, 1986

Finlândia Aves

aquáticas,

peixes.

Hepatotoxicidade Planktothrix

agardhii

Eriksson et al., 1986

cães Hepatotoxicidade (nodularina) Nodularia

spumigena

Pearson et al., 1984

Escócia Cães Neurotoxicidade (anatoxina-a) Oscillatoria spp Gunn et al., 1992

Peixes

(trutas)

Microcistina Microcystis

aeruginosa

Bury et al., 1995

Argentina Gado

bovino

Hepatotoxicidade Microcystis

aeruginosa

Odriozola et al., 1984

Noruega Gado

bovino

Hepatotoxicidade

(microcistina)

Microcystis

aeruginosa

Skulberg, 1979

China humana Elevada taxa de

hepatocarcinoma por consumo

de água contaminada.

Microcystis

aeruginosa

Yu, 1995

2.4.8 Toxinas produzidas por cianobactérias

As toxinas de origem bacteriana, onde se incluem as toxinas de cianobactérias, são já

conhecidas desde há mais de 100 anos e divididas em duas classes: toxinas bacterianas

protéicas e lipopolissacarideos (LPS), estando estes últimos presentes na membrana celular

das bactérias Gram-negativas, incluindo as cianobactérias que produzem ainda alcalóides

tóxicos (Alouf, 2000). É atribuído genericamente cianotoxinas a todo grande grupo de

substâncias naturais produzidas por alguns gêneros de cianobactérias como produtos do seu

metabolismo secundário, mesmo com estrutura e propriedade toxicológica variadas, sensíveis

aos homens e animais intoxicados a partir de corpos d’água contaminados.

O fato de produzirem toxinas e apresentar efeitos adversos à saúde pública segundo a

espécie dominante da floração, seu nível de toxicidade, o tipo de toxina e as características do

organismo afetado, constitui um problema preocupante na atualidade (Sivonen & Jones, 1999;

Paerl et al., 2001). Os níveis de toxicidade variam para a mesma espécie, no mesmo corpo

d’água e durante a mesma floração (Gorham & Carmichael, 1980; Carmichael & Gorham,

1981).

45

As cianotoxinas (incluem peptídeos cíclicos, alcalóides e lipopolissacarideos),

produtos naturais tóxicos produzidos por várias espécies formadoras de florações chamam

cada vez mais atenção por afetarem o sistema nervoso e digestivo, além de provocar efeitos

sobre mucosas e pele (Haider et al., 2003). Eventos de contaminação em todo o mundo são

inúmeros cada mês (http:// www.aims.gov.au/arnat/arnat-010-02.htm). Cerca de 40 espécies

de cianobactérias são potencialmente tóxicas e produzem diversas toxinas, enquadradas entre

as mais letais para organismos pluricelulares. Como exemplo, as microcistinas são mais

tóxicas para camundongos do que o inseticida sintético malation e do que a dioxina (2,3,7,8-

TCDD). Como referência, os compostos que possuem uma dose letal para 50% dos

organismos teste (DL50), que durante o período de 24 horas estavam submetidos ao teste,

abaixo de 5mg.kg-1 são considerados supertóxicos.

As principais descobertas sobre a existência, efeitos e ocorrências das cianotoxinas

aconteceram nos últimos vinte anos. Nem todos os gêneros de cianobactérias produzem

cianotoxinas, e mesmo dentro de uma mesma espécie, nem todas as linhagens são tóxicas. Por

vezes, podemos encontrar, na mesma floração, linhagens tóxicas coabitando com outras não

tóxicas. No entanto, ainda não se sabe quais os factores que levam determinada linhagem a

produzir, ou não, cianotoxinas. Sabe-se ainda que uma mesma linhagem pode produzir mais

do que uma variante de determinada cianotoxina (Chorus & Bartram, 1999).

A caracterização química e toxicológica das cianotoxinas é possível dividi-las em 3

grandes grupos, de acordo com a sua estrutura química: os peptídeos cíclicos (incluindo as

microcistinas e nodularinas hepatotóxicas), os alcalóides (incluindo as cilindrospermopsinas

hepatotóxicas, as neurotoxinas e as citotoxinas) e os lipopolissacarideos, que são

potencialmente irritantes (podem afetar quaisquer tecidos expostos). Além disso, existem duas

cianotoxinas marinhas que pertencem ao grupo dos alcalóides (aplisiatoxina mais

debromoaplisiatoxina e lingbiatoxina-a) que causam irritação gastrointestinal e/ou cutânea

(Chorus & Bartram, 1999; Carmichael, 2001).

Estruturalmente, as hepatotoxinas dividem-se em dois grupos: as microcistinas e as

nodularinas. O órgão alvo destes dois grupos nos animais é o fígado. A maioria das

hepatotoxinas, incluindo a microcistina-LR, é hidrofílica, não atravessando as membranas

celulares, sendo assim transportadas para o fígado através de transportadores iônicos

multiespecíficos presentes nos canais biliares e no intestino delgado (Runnegar et al., 1991).

Aí exercem acção sobre a estrutura dos hepatócitos atrofiando-os, impedindo o contacto entre

eles e provocando hemorragias que fazem aumentar o peso do fígado e que poderão ser fatais.

46

Este processo é irreversível pelo que, mesmo não havendo letalidade, as lesões

persistem verificando-se disfunção hepática. A grande chamada de sangue ao fígado provoca

falhas cardíacas, daí a rápida letalidade (exemplo 20 minutos após injeção intraperitoneal de

uma linhagem de Microcystis) (Vasconcelos, 1994).

O atrofiamento do citoesqueleto dos hepatócitos, dá-se devido à acção inibitória que

as microcistinas e as nodularinas exercem nas fosfatases protéicas (enzimas reguladoras da

síntese protéica), essenciais à sua manutenção (Carmichael, 1994). São estes mecanismos de

interferência com as fosfatases protéicas que tornam as hepatotoxinas promotoras de tumores

(Nishiwaki-Matsushima et al., 1992).

As neurotoxinas atuam no sistema nervoso, acabando por causar morte por paralisia

dos músculos respiratórios. As anatoxinas causam paralisia muscular por sobre-estimulação

das células musculares, nomeadamente as respiratórias, que acabam por paralisar por cansaço.

Tal acontece porque a anatoxina-a compete para receptores pré-sinápticos da acetilcolina

(responsáveis pela interrupção do estímulo nervoso, impedindo a sobre-estimulação),

provocando despolarização duradoura que resulta em bloqueio da ligação neuro-muscular e

conseqüente relaxamento (Carmichael, 1994). A anatoxina-a(s) tem uma estrutura química

diferente da anatoxina-a e apresenta uma sintomatologia que difere essencialmente no facto

de provocar salivação (daí o sufixo (s) no nome), inibindo a enzima acetilcolinesterase.

A ação das citotoxinas resulta da inibição da síntese protéica causando alterações

citológicas essencialmente no fígado, mas também no baço, rins, pulmões e coração (Hawkins

et al., 1997; Runnegar et al., 1995a). Falconer & Humpage (2001) encontraram evidências

experimentais in vivo que sugerem um efeito carcinogênico crônico da cilindrospermopsina.

Com relação ao LPS das cianobactérias sabe-se que tem uma toxicidade aguda 10 vezes

inferior ao das outras bactérias Gram negativas como, por exemplo, a Salmonella sp. (Keevil,

1991). O LPS produzido por bactérias Gram negativas induz intensas atividades biológicas,

resultando uma resposta inflamatória do organismo, especialmente no fígado, choque séptico

e morte (Castro, 1997).

No quadro 1 e nas figuras 1, 2a e 2b estão representadas a toxicidade comparativa de

toxinas naturais e compostos sintéticos e as características químicas das principais

cianotoxinas aquáticas. DL50 – é a quantidade, em unidade de massa da substância por

quilograma de peso corpóreo, necessário para provocar a morte em 50% do lote de animais

submetidos do experimento.

47

Quadro 1. Toxicidade comparativa de toxinas de cianobactérias a algumas biotoxinas naturais

e compostos sintéticos. Valores da dose letal (DL50) em camundongos, em µg.kg-1 de peso

corpóreo, por via intraperitoneal.

Toxina Tipo de Organismo

comum

Taxon Dose letal

(DL50)

Toxina-a

Botulínica

Bactéria Clostridium botulinum 0,00003

Toxina tetânica Bactéria Clostridium tetani 0,0001

Ricina Planta (mamona) Ricinus communis 0,02

Toxina diftérica Bactéria Corynebacterium diphtheriae 0,3

Kokoi Animal (sapo) Phyllobates bicolor 2,7

Tetrodotoxina Animal (peixe) Sphaeroides rubripes/Arothron

meleagris

8

Saxitoxina Cianobactéria Aphanizomenonflos-aquae 10

Toxina de cobra Animal (Cobra) Naja naja 20

Nodularina Cianobactéria Nodularia spumigena 30-50

Microcistina-LR Cianobactéria Microcystis aeruginosa 50

Microcistina-RR Cianobactéria Microcystis aeruginosa 300-600

Anatoxina-A Cianobactéria Anabaena flos-aquae 200

Anatoxina-A (S) Cianobactéria Anabaena flos-aquae 20

Curare Planta Chrondodendron tomentosum 500

2,3,7,8-TCDD

(dioxina)

Produto de síntese Contaminante do agente laranja 100-600

Estricnina Planta Strychnos nox-vomica 500

Amatoxina Fungo Amanita phalloides 600

Muscarina Fungo Amanita muscaria 1.100

Falatoxina Fungo Amanita phalloides 1800

Toxina de

glenodina

Alga Dinoflagelada Peridinium polonicum 2.500

Cianeto de sódio Sal inorgânico Sal do ácido cianídrico 1.000

Malathion Inseticida clorado Produto sintético 8.000

Fonte: Nobre (1997), Carmichael (1991)

48

Até o momento, as cianotoxinas estão distribuídas em três grandes grupos de

estrutura química conhecidos: os peptídeos cíclicos, os alcalóides e os lipopolissacarídeos. De

acordo com a sua ação farmacológica, as duas principais classes de cianotoxinas atualmente

caracterizadas, em razão do número elevado de eventos de intoxicações que os abrangem são:

Neurotoxinas (anatoxina-a, anatoxina-a(s), homoanatoxina-a e saxitoxina) (Figura 1) e

Hepatotoxinas (microcistinas, cilindrospermopsina e nodularinas) (Figura 2a, b) (Carmichael,

1992; Codd, 1998; Chorus & Bartram, 1999; Sivonen & Jones, 1999; Codd, 2000).

As microcistinas são toxinas produzidas por cianobactérias e têm efeitos agudos e

crônicos sobre a saúde dos mamíferos, em geral. Essas substâncias heptapeptideos

hepatotóxicos, são quimicamente muito estáveis, bastante resistentes à hidrólise enzimática e

química. Seu carreamento para o fígado, em mamíferos, é provavelmente mediado por

transportadores dos ácidos biliares, através da mucosa intestinal.

No fígado, as microcistinas ligam-se irreversivelmente a unidades serina-treonina das

proteínas fosfatases 1 e 2A, inativando-as. A ultraestrutura do fígado desintegra-se, ocorrendo

hemorragia interna, o que determina a morte, por choque hipovolêmico (Orr et al., 2001).

Também podem promover câncer primário de fígado, por ingestão de subdoses, durante

períodos prolongados. Além disso, podem se acumular no tecido de peixes e de moluscos,

expostos a florações tóxicas (Eriksson et al., 1986, Carmichael, 1991, Bury et at., 1995).

Além desses dois grupos, alguns gêneros de cianobactérias também podem produzir

toxinas irritantes e alergênicas ao contato e até mesmo causar gastroenterites em populações

humanas. Essas toxinas são caracterizadas como cilindrospermopsinas e lipopolissacarídeos

(LPS), comumente encontradas como constituintes das membranas celulares de bactérias

Gram-negativas, contribuindo para problemas de saúde humana associados à exposição a

massas de cianobactérias (Carmichael, 1977; Codd et al., 1989; Carmichael & Falconer,

1993). Os poucos estudos realizados e disponíveis na literatura sobre lipopolissacarideos

mostram que eles são menos tóxicos que os de outras bactérias como, por exemplo, a

Salmonella, porém, são endotoxinas progênicas (Keleti & Sykora, 1982) e Raziuddin et al.,

1983 apud Chorus & Bartram, (1999).

49

Anatoxina-a Homoanatoxina Anatoxina-a(s) PSP

Figura 1. Estrutura química das principais neurotoxinas (Chorus & Bartram, 1999).

Estruturas de hepatotoxinas produzidas por cianobactérias representadas nas figuras (Figura

2a,b) (Carmichael, 1992; Codd, 1998; Chorus & Bartram, 1999; Sivonen & Jones, 1999;

Codd, 2000).

Figura 2a. Estrutura química geral da microcistina (MCYST) mostrando

uma molécula consistindo de 7 aminoácidos juntos ligados covalentemente (D-Ala1-

X²-D-MeAsp³-Z4-Adda5-D-Glu6-Mdha7) (Chorus & Bartram, 1999).

Figura 2b. Estrutura química da cilindrospermopsina (Chorus & Bartram, 1999).

x z

Microcistina - LR Leucina Arginina

Microcistina - RR Arginina Arginina

Microcistina - LA Leucina Alanina

Microcistina - YR Tirosina Arginina

NH

NH

N NHHN

O

O

OH

H

HH

Me

O3SO

+

50

Os métodos de detecção, quantificação, identificação e análise de toxinas em

florações de cianobactérias podem ser químicos (HPLC), bioquímicos (PCR), biológicos

(bioensaios) ou imunoenzimáticos competitivos (ELISA). De todas as cianotoxinas, as

microcistinas são as que têm métodos de detecção e quantificação mais desenvolvidos. A

análise química com cromatografia de fase líquida de alta resolução com detector UV (HPLC-

UV) é hoje amplamente utilizada para a detecção, quantificação, purificação e isolamento de

algumas cianotoxinas (Meriluoto et al., 2000; Dahlmann et al., 2001). Nesta técnica faz-se

passar a mostra por uma coluna de fase reversa de sílica – C18, com um gradiente de

acetonitrilo e água, ambos com ácido trifluoracético (fase móvel).

Conforme a polaridade, as microcistinas vão sendo retidas durante mais ou menos

um tempo (tempo de retenção) neste sistema. À saída da coluna está um detector de

fluorescência que capta a absorção pelas substâncias que por aí passam. As microcistinas

caracterizam-se por ter um espectro de absorção máximo a 238 nm (banda UV) devido ao

resíduo ADDA. Embora seja uma metodologia semi-selectiva e com um grau de detecção

bastante bom, na ordem dos nanogramas (James et al., 1998; Dahlmann et al., 2001), requer

equipamento especializado, cuidados na preparação das amostras e a comparação com

padrões de toxina (existem apenas 3 padrões no mercado: microcistina-LR, -YR e -RR

(Rivasseau et al., 1999). Esta técnica também é utilizada para as outras cianotoxinas

alterando-se as fases e os comprimentos de onda de acordo com cada caso.

A técnica HPLC associada a outras, tem permitido aumentar a sua sensibilidade. É o

caso de HPLC-MS, que associou ao HPLC a espectrometria de massa (MS) para a análise da

cilindrospermopsina, baixando o seu limite de detecção cerca de 5 vezes (Harada et al., 1988;

Dahlmann et al., 2001).

A técnica mais recente para a detecção das cianotoxinas polipeptídicas é MALDI-

TOF-MS (matrix assisted laser desorption/ionization-time of flight mass spectroscopy). Com

esta técnica obtêm-se pesos moleculares dos polipéptidos das cianobactérias a partir de

células intatas em minutos. As cianotoxinas podem ser identificadas por comparação com

padrões, mas também são detectados novos polipéptidos que poderão ser posteriormente

caracterizados na mesma análise pela técnica Post-Source-Decay (PSD) (Erhard et al., 2001).

Contrariando com a técnica de HPLC, MALDI-TOF-MS, é mais rápida, não requer

preparação da amostra e não necessita de cultura prévia das cianobactérias: uma só célula

poderá ser suficiente para a caracterização do seu perfil polipeptídico (Erhard et al. Op. Cit).

51

A técnica MALDI-TOF-MS tem desvantagem pelo fato de não ser até ao momento

quantitativa. É verdade que as cianotoxinas ao alterarem o metabolismo enzimático tem sido

aproveitado para a sua identificação. As microcistinas e nodularinas inibem as fosfatases

protéicas, o que pode ser detectado e quantificado através de uma reação colorimétrica ou

radioativa. Já existem formas comerciais deste ensaio de fácil manuseamento e rápida

execução. Rivasseau et al. (1999) desenvolveram um ensaio deste tipo em que foi possível

fazer quantificações calorimétricas de microcistinas na ordem dos microgramas (0,2 - 0,8

µgL-1). Entretanto, para resultados positivos era necessário confirmar a presença da

microcistina com outros métodos. O método de quantificação radioativo é mais sensível do

que o colorimétrico, mas exige condições laboratoriais mais específicas (radioactividade)

(Meriluoto et al., 2000).

Segundo An & Carmichael (1994), o ensaio da inibição das fosfatases protéicas na

determinação de nodularinas e microcistinas pode ser complementado com o ensaio

imunoenzimático - ELISA (Enzyme Linked Immunosorbent Assay) utilizando anticorpos que

foram desenvolvidos contra a microcistina-LR (Chu et al., 1989). A primeira técnica

imunoenzimática (ELISA) para microcistinas e nodularinas foi desenvolvida por Chu et aI.

(Op. Cit.). Hoje em dia existem kits comerciais que são muito utilizados em laboratórios de

monitoramento de microcistinas e nodularinas na água (EnviroGard® Microcystins Plate Kit

e Envirologix). Este ensaio ELISA aproveita a especificidade dos anticorpos de coelho contra

microcistina-LR, para detectar de forma seletiva a concentração de moléculas de microcistina-

LR, -RR, -YR e nodularinas.

A especificidade do anticorpo para estas cianotoxinas deve-se essencialmente aos

dois aminoácidos nelas presentes: Adda e arginina. Através de padrões de microcistina com

concentrações conhecidas e de uma reação colorimétrica anticorpo/antigeno, traça-se uma

curva padrão para determinar a concentração de microcistinas na amostra. O kit apresenta

uma gama de sensibilidade de 0,1 ngmL-1 (An & Carmichael, 1994).

2.4.9 Padrões e limites de cianotoxinas nas águas doces

A água destinada ao consumo humano precisa estar em conformidade com o padrão

de potabilidade em relação às substâncias físicas, químicas e biológicas que representem risco

a saúde.

Em 1997 a Organização Mundial da Saúde (HWO, 1993, 1998), baseada em estudos

de toxicidade oral em níveis subcrônicos (Fawell et al., 1994, Falconer, 1994) e após as

evidências sobre a concentração e toxicidade da cianotoxina microcistina-LR, por ter

52

registrado diversos eventos de florações de cianobactérias e microalgas que acarretaram

prejuízos à saúde humana, direta ou indiretamente, por consumo de água contaminada,

atividades recreacionais e de pesca, decidiu estabelecer um limite máximo aceitável na água

de consumo de 1µg.L-1 de microcistinas em águas para consumo humano, incluído nas

diretrizes de qualidade de água potável baseadas em ampla participação científica

internacional dos riscos a saúde apresentados pelos micróbios e produtos químicos na água.

Essas diretrizes são utilizadas para obter orientação dos valores que são associados com

gestão da água. Os valores contidos nas diretrizes baseiam-se numa série de pressupostos que

podem ser alterados ao nível local ou nacional, de acordo com circunstâncias específícas

(OMS, 1996, Gupta, 1998).

Com base em estudos de toxicidade de cianobactérias em camundongos, realizados

por Kuiper-Goodman et al. (1994), foi apresentado um valor máximo aceitável de 0,5 µg.L-1

de microcistinas na água potável. Em estudos de toxicidade oral em níveis sub-crônicos foi

estabelecido e adotado pela OMS o limite máximo aceitável de microcistinas em água para o

consumo humano, incorporado no adendo das Normas para Qualidade da Água Tratada, em

guia específico para toxinas de cianobactérias em água de abastecimento público, publicado

em 1998 (“Guideline for Drinking Water Quality”, WHO-1998) (Fawell et al., 1994; Falconer

et al., 1994). Neste documento, foi estabelecido o limite de 1,0 µg.L-1 desta cianotoxina,

como máximo aceitável para o consumo oral diário, utilizando suínos como modelo

experimental e um diferente fator de segurança. Esse mesmo limite foi recomendado pela

WHO (1994).

Ueno et al. (1998), após estudarem os efeitos crônicos de microcistinas,

administradas por via oral em camundongos, propuseram uma concentração de 0,01 µg.L-1

como o valor máximo aceitável para esta toxina, na água potável, aplicando-se um fator de

segurança maior que 100 vezes. Ainda a OMS sugere um limite de 10 mg.m-3 de clorofila-a

(cerca de 20.000 células.mL-1), no caso de reservatórios de água, para evitar as irritações da

pele (WHO, 2003).

Com bases das recomendações da OMS sobre o limite das concentrações de

cianotoxinas a maioria dos países tem estabelecido, através de legislação específica, teores

máximos permitidos em água para o consumo humano.

No Brasil, as amostras de soro dos pacientes, filtros de diálise, colunas de tratamento

da água e a própria água usada na diálise continham microcistinas (Azevedo, 1996), tendo

motivado a FUNASA – (Ministério da Saúde) a homologar a Portaria 1469/00,

posteriormente atualizada pela Portaria 518 de 25 de março de 2004, inserindo novos

53

parâmetros de controle e qualidade a quantificação de cianotoxinas, nos procedimentos e

responsabilidade relativos ao controle e vigilância da qualidade da água para o consumo

humano e seu padrão de potabilidade. A microcistina é parâmetro obrigatório de

monitoramento em águas tratadas, e cilindrospermopsina e saxitoxinas são parâmetros

recomendáveis.

Esta Portaria determina os padrões de potabilidade da água, ou seja, fixa os valores

máximos permitidos para cada substância que pode estar presente na água e impõe a

obrigatoriedade do monitoramento de cianotoxinas como microcistinas, saxitoxinas e

cilindrospermopsinas na água potável (Brasil, 2004). São ainda estabelecidos os valores–

Standard de 1,0 µg (1µL-1) de equivalentes de microcistinas.L-1, 3,0 µg (µL-1) de equivalentes

de saxitoxinas.L-1, 15µg.L-1 para a cilindrospermopsinas, além de recomendar as análises de

cilindrospermopsina e saxitoxinas (STX), observando, respectivamente, os valores limites de

15µL-1 e 3µL-1 de equivalentes de saxitoxinas.

De acordo com essa mesma Portaria, o monitoramento de cianobactérias na água do

manancial, no ponto de captação, deve obedecer a uma freqüência mensal, quando o número

de cianobactérias não exceder 10.000 células. mL-1 (ou 1 mm3.L-1 de biovolume), e semanal

quando exceder este valor. Exige-se também, quando o número de cianobactérias no ponto de

captação do manancial exceder 20.000 células. mL-1 (ou 2 mm3.L-1 de biovolume), a análise

semanal de cianotoxinas, na água de saída do tratamento, nas entradas das clínicas de

hemodiálise e nas indústrias de injetáveis.

Também é vedado o uso de algicidas para o controle do crescimento de

cianobactérias ou qualquer intervenção no monitoramento que provoque a lise das células

destes organismos, quando a densidade das cianobactérias exceder 20.000 células.mL-1 (ou 2

mm3.L-1 de biovolume), sob pena do comprometimento da realização de riscos à saúde

associados às cianotoxinas, aplicando medidas corretivas de processos de disrupção mecânica

(remoção de macrófitas e da biomassa fitoplanctônica, redução do tempo de residência da

água), manipulação química (adição de algicidas – sulfato de cobre, redução de aporte de

nutrientes – N e P, alteração da razão N:P) e adições biológicas (manipulação da cadeia

trófica). As estratégias eficazes de monitoramento de cianobactérias são o disciplinamento do

uso e ocupação do solo, controle dos focos de erosão e tratamento terciário de esgotos.

2.4.10 Ecofisiologia do fitoplâncton

Supondo a luz, temperatura e hidrodinamismo favoráveis ao crescimento do

fitoplâncton, a disponibilidade de nutrientes presentes na água (controle ascendente) e a

54

intensidade da predação (controle descendente) conduzem o desenvolvimento de espécies

fitoplanctônicas. A demanda exercida pelos organismos é função da composição de seus

tecidos vivos. Uma das fontes de carbono está sob a forma de gás carbônico de origem

atmosférica, que se dissolve facilmente na água por difusão (Hutchinson, 1957). É geralmente

aceito que o carbono é excedente cerca de um coeficiente 30, e assim raramente é limitante

(Schindler et al., 1971; Schindler, 1974; Moss, 1980; Welch, 1980).

Contudo, nos meios aquáticos hipereutróficos, o aumento do pH reduz a solubilidade

dos bicarbonatos na água, podendo criar uma limitação ao crescimento do fitoplâncton

(Sevrin-Reyssac et al., 1996). Ao contrário, o nitrogênio pode ser o fator limitante do

desenvolvimento do fitoplâncton (Dufour & Berland, 1999). As fontes são geralmente

minerais: nitrato, amônio ou mesmo nitrito. Os dois primeiros são susceptíveis de provocar as

mesmas velocidades de crescimento, enquanto que os nitritos têm rapidamente um efeito

tóxico em baixas concentrações (Pourriot & Meybeck, 1995).

Em termo molecular segundo os cálculos de Redfield (1934), a composição

intracelular das algas em cultura se traduz por concentrações em (N) cerca de 16 vezes mais

elevadas que em (P). Os resultados de experimentos feitos por Chiandani & Vighi (1974)

confirmaram estes trabalhos e mostraram que as demandas algais em N e P podem variar

entre razões incluídas entre 17:1 e 13:1.

No entanto, as modificações da produção ao período do experimento de fertilização

por diversos elementos sob formulações diversas, têm mostrado que um aporte em nitrogênio

exerce pouco ou nenhum efeito enquanto mesmo uma pequena quantidade de fósforo pode

estimular a produção de um modo considerável (Paloheimo & Zimmermman, 1983). Os

aportes em carbono e em oligoelementos têm um efeito limitante O fósforo pode estar

fortemente adsorvido pelas espécies fitoplanctônicas, das quais algumas são propensas a

sedimentação e por isso, em curto prazo serem eliminadas da coluna d’água (Goldman, 1960;

Schindler et al. 1971; Schindler & Fee, 1974; Robarts & Southall, 1977, Welch, Op. Cit.).

A carência de vitaminas como a cobalamina, a tiamina e a biotina/coenzima R

substâncias essenciais detectadas a partir de estudos realizados em laboratório, raramente são

a causa de problemas nas condições naturais (Welch, Op. Cit.). Pesquisas têm demonstrado

que o boro, enxofre e cloro não são jamais, ou raramente, associados a uma limitação de

crescimento do fitoplâncton (Moss, Op. Cit.).

55

2.4.11 Fatores ambientais que desencadeiam uma floração

Como hoje em dia muitos países são compelidos a usar reservatórios eutróficos como

fontes de água de abastecimento público (Hoeger et al., 2004; Molica et al., 2005) a

ocorrência comum de cianobactérias em águas naturais eutróficas causa um problema. O

tratamento da água para remoção de cianobactérias ou toxinas extracelulares é muito caro e

difícil para implementar e aumenta o custo da água de abastecimento (Vasconcelos, 1999;

Vasconcelos & Pereira, 2001; Pietsch et al., 2002). Portanto, esforços conjuntos de

pesquisadores para identificar e monitorar as cianotoxinas têm sido árduos para compreender

a contribuição dos fatores ambientais para a ocorrência de florações e produção de toxina.

Hipóteses formais de fatores ambientais que favorecem o desenvolvimento de

cianobactérias e produção de toxinas são classificadas em três categorias: condições físicas,

químicas e biológicas modulando essas ocorrências têm sido aceitas (Arquitt & Johnstone,

2004; Jann-Para et al., 2004). Tradicionalmente a ocorrência de florações tem sido

relacionada como essencial para o seu desenvolvimento a disponibilidade de nutrientes, a

razão nitrogênio/fósforo e de luz (Fujimoto et al., 1997; Krivtsov et al., 2000). Condições

abióticas, tais como temperatura elevada, irradiância solar, e regime do vento têm sido

também relacionados com a ocorrência florações (Easthope & Howard, 1999; Ha et al., 1999;

Kanoshina et al., 2003). Outros investigadores têm focalizado sobre migração vertical e

mudanças de flutuabilidade, tempo de residência da água e os efeitos resultantes nas taxas de

crescimento (Wallace & Hamilton, 1999; Visser et al., 1997).

A estratificação térmica controla o crescimento de cianobactérias e é considerada a

favorecer espécies flutuantes. Estas, auxiliadas pela posse de vesículas de gás, são capazes de

controlar sua posição vertical na coluna de água e manter uma ótima posição com respeito a

intensidade luminosa e disponibilidade nutrientes, durante o dia (Westwood & Ganf, 2004).

Mais recentemente, os modelos ecológicos foram associados com outros incorporando

parâmetros hidrodinamicos, tais como o fluxo do rio, profundidade e corrente da água

(Bonnet & Poulin, 2002; Robson & Hamilton, 2004).

A gestão do fluxo do rio, particularmente o controle da descarga da barragem, tem

sido sugerida como um dos parâmetros sobre o qual atuar para dissipar florações ou mesmo

prevenir sua ocorrência (Maier et al., 2004; Webster et al., 2000). Contudo, o uso destes

modelos como ferramentas de controle de florações ainda não parcialmente têm sido

alcançadas. Isto é, porque muitos dos modelos apenas aplicavam eficazmente à localização

específica no qual os dados foram gerados e em parte porque esses modelos são melhores em

56

predizer a ocorrência de uma floração do que a evitá-la. Além disso, sugere evidencia que

espécies de cianobactérias diferentes fossem responder diferentemente aos fatores ambientais,

que causam grande dificuldade em uso de modelos preditivos gerados sobre dados de outras

espécies.

As causas do declínio de florações também não são compreendidas claramente.

Tem sido aceito que flutuabilidade e agentes líticos desempenham um papel significativo, mas

quase nenhum trabalho tem sido feito relacionando níveis de nutrientes ou outros fatores

abióticos (Arquitt & Johnstone, 2004). Alguns autores sugeriram o envolvimento de

cianofagos (Hewson et al., 2001). Outros têm sugerido que em estuários, a perda de células da

camada superficial através das marés advecção para o oceano pode contar para o declínio

(Robson & Hamilton, 2004). Outros fatores ambientais que poderiam estar envolvidos no

processo de formação de floração:

- A contaminação dos sistemas aquáticos com elementos químicos inorgânicos,

organo-metálicos e orgânicos ainda não tem sido relacionada ao declínio ou ocorrência de

floração. Até agora informações com relação a correlações com a concentração de, por

exemplo, pesticidas/herbicidas (DeLorenzo et al., 2001; Peterson et al., 1997) ou

hidrocarbonetos aromáticos policíclicos (Warshwasky et al., 1995), é muito incipiente, mas

estas classes de químicos são uma presença conspícua em ambientes não habitados por

cianobactérias.

- Interações de cianobactérias com metais têm sido freqüentemente apresentadas,

mas raramente no contexto de formadores de florações. O cálculo da abundância relativa de

metais traço e a especiação química nos oceanos Arqueano e Proterozoico levam a conclusão

que as cianobactérias marinhas têm sensibilidade a metal traço que são consistentes com sua

evolução em um antigo oceano sulfidico, onde Cu, Zn, Cd foram significativamente menos

disponíveis do que Fe, Ni, Co e Mg (Saito et al., 2003; Williams & Fraústo da Silva, 2003).

Como resultado, ainda hoje em dia as necessidades de metal de cianobactérias são diferentes

das microalgas eucarióticas. Por exemplo, algum fitoplâncton eucariótico tem a capacidade de

substituir cobalto para zinco na enzima anidrase carbônica “in vivo”, uma vez que esta

substituição cobalto-zinco ainda não foi observada em cianobactérias (Saito et al., 2002).

As cianobactérias marinhas são muito sensíveis a ambas as toxicidades de Cu e Cd.

Os dois metais talvez estiveram presentes em concentrações muito baixas no início dos

oceanos, mas atualmente existem numa concentração muito mais elevada, daí a toxicidade

para as cianobactérias (Saito et al., Op. Cit.).

57

As cianobactérias dependem de uma variedade de cátions de metal para manter o

metabolismo celular. Pesquisas sobre o genoma de algumas cepas e, em alguns casos, a

expressão da proteína correspondente, tem estabelecido que elementos tais como Cu, Fe, Ni, e

Zn são essenciais (Cavet et al., 2003; Andrews et al., 2003; Mulrooney & Hausinger, 2003).

Além disso, em ambiente aquático, cianobactérias podem atuar como absorventes biológicos

por causa da afinidade para vincular metais dissolvidos, assim, desempenhando um papel

importante no seqüestro e afetando especiação do metal (Li et al., 2004; Zhou et al., 2004;

Prasad & Pandey, 2000; Blanco et al., 1999; Garcia-Torresdey et al., 1998).

Caracterização de reações sorção metal-cianobactérias tem demonstrado que as

superfícies de cianobactérias são estruturas complexas que contêm camadas de superfície

distintas, cada uma com único grupo funcional molecular e propriedades vinculativas de metal

(Dittrich & Sibler, 2005; Kretschmer et al., 2004; Yee et al., 2004; Phoenix et al., 2002). Os

metabólitos secundários tóxicos produzidos por algumas espécies também têm a capacidade

de vincular metais do ambiente, assim influenciando a especiação do metal (Oliveira et al.,

2005; Humble et al., 1997). Enquanto metais traço obtêm uma variedade de efeitos de

toxicidade aguda e crônica (Miao et al., 2005; Heng et al., 2004), as cianobactérias também

têm a capacidade de acumular, desintoxicar ou metabolizar tais contaminantes (Garcia-Meza

et al., 2005; Wang et al., 2005).

A dominância de um determinado organismo na comunidade fitoplanctônica está

estritamente relacionada a um conjunto complexo de fatores físicos, químicos e biológicos os

quais estão inter-relacionados (Bouvy et al., 1999). Analisar apenas um fator, isoladamente,

pode levar a uma interpretação errada. Desse modo, a identificação de um fator ambiental

especifica que seja responsável da floração de cianobactérias é crucial na elaboração e

adequação de medidas no controle e redução destas florações.

Estudos conduzidos desde século XIX (Francis, 1878; Robarts & Zohary, 1992;

Rapala, 1997) sobre a qualidade da água em lagos e reservatórios, têm procurado distinguir

melhor os principais fatores ambientais que estão na origem deste fenômeno, assim como suas

conseqüências em termos de toxicidade. No entanto, já é sabido que as florações de

cianobactérias são geralmente precedidas por enriquecimento de nutrientes no meio, que

coincidem com alterações ambientais favoráveis, tais como a estratificação na coluna d’água,

aumento da temperatura da água (25ºC a 30ºC), baixa relação N/P, vento fraco, pH neutro a

alcalino e ausência de organismos planctônicos predadores (Paerl, 1988; Reynolds, 1998; Mur

et al., 1999).

58

Ao mesmo tempo, a influência dos fatores climáticos, como o vento e a intensidade

luminosa, pode também modificar a estrutura fitoplanctônica (Tótth & Padisák, 1986; Paerl,

Op. Cit., Townsend et al., 1996).

Se em ambiente temperado a temperatura é geralmente um fator determinante do

aparecimento de florações, os ambientes tropicais se caracterizam por uma substituição da

sazonalidade térmica por uma sazonalidade hidrológica, à qual se acrescenta uma forte

variabilidade interanual das precipitações (Lewis, 1995). Uma outra peculiaridade dos

ambientes tropicais é a raridade de grandes herbívoros zooplanctônicos e de peixes

zooplanctôfagos no meio das cadeias tróficas pelágicas, que induz assim uma cadeia trófica

geralmente voltada em direção aos organismos do “elo microbiano” - microbial loop

(Lazzaro, 1987; Bouvy, 1991). Essas e algumas especificidades limitam a extrapolação às

condições tropicais de conhecimentos adquiridos em ambiente temperado em termos de

funcionamento dos ecossistemas aquáticos. As cianobactérias possuem certas propriedades

especiais que determinam sua importância relativa nas comunidades de fitoplâncton.

A necessidade de monitoramento e avaliação adequada dos parâmetros de qualidade

da água e do ecossistema aquático, a compreensão dos fatores reguladores à formação de

florações de cianobactérias é primordial, quer por um problema de saúde pública e/ou por

manter o equilíbrio ecológico de um corpo d’água. A pré-condição de florações entre a

presença de uma população importante de cianobactérias, importa de se interessar os fatores

que estimulam o crescimento dessas células. Certos gêneros de cianobactérias podem

apresentar um supercrescimento, favorecendo-se de condições ambientais ideais como o

aumento de temperatura, a concentração de nutrientes, especialmente nitrogênio e fósforo, a

incidência de luz solar, a salinidade, a circulação de água e até a direção do vento (Torgan,

1989), formando “blooms” ou florações de algas que se caracterizam por um crescimento

exponencial e de curta duração. Oliver & Ganf (2000) observam que várias hipóteses estão

presentes na literatura científica:

a) Temperatura d’água

As cianobactérias possuem um ótimo crescimento à temperatura ótima da água

tipicamente acima de 25°C, podendo crescer em temperaturas entre 15°C e 35°C (Robarts &

Zohary, 1987; Reynolds & Walsby, 1975, Briand, 2001), embora elas sejam capazes de

tolerar baixas temperaturas, e de sobreviver em temperaturas bem mais baixas, regiões

polares. Mas as cianobactérias, quando submetidas à temperaturas mais elevadas, apresentam

um crescimento mais rápido (Tang et al., 1997, 1999).

59

b) Intensidade de luz

A luz acelera as taxas de fotossíntese da comunidade fitoplanctônica e, portanto, a

luminosidade é fator limitante da fotossíntese, porém, sabe-se que as cianobactérias são

capazes de crescer em intensidades luminosas muito baixas em razão de mais baixas

exigências energéticas das células e a taxa fotossintética aumenta linearmente em relação à

luz (Richardson et al., 1983). Além disso, elas possuem mais pigmentos suplementares que

delas são exclusivos (das quais aloficocianina: Amáx = 650 nm, ficocianina: Amáx = 620 nm e a

ficoeritrina: Amáx = 565 nm) organizados nas estruturas chamadas ficobiliproteinas (Grossman

et al., 1995). Segundo Shafik et al. (1997), exposição de luz acima de 120-150 µmolm-1s-1 foi

inibitório para culturas de C. raciborskii.

As cianobactérias da espécie Cylindrospermopsis raciborskii podem formar

florações em intensidades luminosas muito baixas até 0,5 m de profundidade, próximo de 9

µmol.fóton.m-2.s-1 em alguns reservatórios brasileiros (Bouvy et al., 1999). A formação de

acinetos ocorre comumente em resposta a limitação de nutrientes ou luz, condições

desfavoráveis que não suportam o crescimento vegetativo e dominância do organismo (Moore

et al., 2003). A disponibilidade de luz e a energia dispensada para fixação de nitrogênio

podem influenciar o crescimento dependente de fósforo (Istvánovics et al., 2000).

c) Excesso de nitrogênio e fósforo totais

Nitrogênio e fósforo são elementos essenciais ao crescimento dos organismos e

geralmente limitantes na água (Wetzel & Likens, 2000). O fósforo é um elemento

indispensável ao crescimento das cianobactérias, pois faz parte da composição de importantes

compostos celulares diretamente ligados ao armazenamento de energia da célula, como ATP,

AGP. Além disso, o fosfato faz parte da composição dos ácidos nucléicos, fosfolipídios,

nucleotídeos, fosfoproteínas. Esta absorção em excesso tem grande significado ecológico,

pois possibilita o crescimento da população de algas, mesmo quando a fonte externa de

fósforo solúvel está esgotada, caso das cianofíceas (Esteves, 1998; Brepohl, 2000; Quintana et

al., 2003; Xie et. al., 2004).

Diversos autores (Baumgarten et al., 2001; Brepohl, Op.Cit.) afirmam que a

liberação de nutrientes nitrogenados e fosfatados pelo sedimento é um importante fator na

determinação dos níveis tróficos de um sistema aquático, sendo que para se determinar a

situação trófica do mesmo, faz-se necessária a verificação da dinâmica de intercâmbio de

nutrientes entre a água e o sedimento.

60

O fato das cianobactérias serem mais abundantes em águas contendo alta

concentração de matérias orgânicas poderia ser explicado pela maior capacidade de obter altas

concentrações de amônio o qual seria utilizado sem gasto de energia diferentemente de outras

formas de nitrogênio, na formação de seus aminoácidos.

Ao aumento dos níveis do aporte de nutrientes é habitual associar um crescimento do

fitoplâncton. Freqüentemente, as florações de cianobactérias estão relacionadas a de fortes

concentrações pontuais de fósforo e de nitrogênio (Schindler et al., 1973; Watson et al., 1997;

Blomqvist et al., 1994).

d) Razão nitrogênio total / fósforo total (NT:PT)

A razão nitrogênio total e fósforo total (NT:PT) pode ser determinante segundo

alguns autores (Smith, 1983), com uma proliferação maior de cianobactérias quando a razão é

baixa, inferior a 29. Entretanto, esta hipótese ainda é contestada por outros autores (Downing

et al., 2001). Eles estimam que a absorção elevada de nitrogênio no período de proliferações

das cianobactérias contribuiria para diminuir esta razão, assim a explicação dessa baixa razão

seria mais uma conseqüência que uma causa dessas proliferações (Lathrop, 1988).

e) pH e carbono inorgânico dissolvido (CID)

O pH e o carbono inorgânico dissolvido (CID) evoluem durante florações de

cianobactérias, com geralmente elevados valores de pH durante seu crescimento e, portanto

reduções importantes em carbono inorgânico dissolvido, comumente desfavorável para as

outras comunidades fitoplanctônicas (Shapiro, 1997). As cianobactérias têm a capacidade de

crescer em pH elevado, ou seja, pelos equilíbrios entre H2CO2, CO2, HCO3-, CO3

2-, das

concentrações de carbono inorgânico dissolvido (CID) baixas (Shapiro, 1973). Algumas

cianobactérias possuem um mecanismo que lhes permite utilizar o HCO3- com o auxílio de

uma enzima (anidrase carbônica) que é capaz de converter HCO3- em CO2 (Talling, 1976).

Mas parece que um pH alcalino, não seria a origem de florações, porém antes de persistência

já que florações extenuam primeiro o CID que, em seguida, gera as condições ou as

cianobactérias tem uma vantagem (Shapiro, Op. Cit.).

f) Fixação do N2 e incorporação de NH4

A fixação do nitrogênio atmosférico molecular é o apanágio das cianobactérias

heterocitadas, isto é, nenhum outro grupo componente do fitoplâncton tem essa capacidade de

utilizar o N2. A capacidade de fixar nitrogênio atmosférico (N2) pode explicar a

predominância das cianobactérias quando o nitrogênio combinado torna-se limitante

(Coutinho, 1982) e confere certa vantagem competitiva quando o nitrogênio inorgânico torna

61

o elemento limitante na coluna d’água.

Além disso, as cianobactérias (procariontes) têm uma preferência por nitrogênio sob

forma de amônio (N-NH4+), enquanto o nitrato (N-NO3

-) é a forma preferencial das células

eucariontes do fitoplâncton (Blomqvist et al., 1994). Esta capacidade tem sua importância nas

represas ou reservatórios eutróficos que possuem uma zona anôxica próximo do fundo, quer

as condições que permitam a desnitrificação bacteriana, que reduz os nitratos em amônia. As

cianobactérias seriam assim favorecidas nos lagos e reservatórios eutróficos (Hyenstrand et

al., 1998).

Porém, parece que esta preferência por NH4+ torna-se visível somente à de baixas

intensidades luminosas (Garcia-Gonzalez et al., 1992). As concentrações de nutrientes no

sedimento e na coluna de água influenciam o crescimento de diversas espécies, citando-se a

Aphanothece stagnina que forma colônias mucilaginosas falsamente soltas no sedimento.

g) Reserva de fósforo

Estudos demonstraram que o fósforo solúvel em excesso na água é armazenado no

interior da célula sob a forma de grânulos de polifosfatos, ou como metafosfato (Fay, 1983;

Kromkamp, 1987; Pettersson et al., 1993) e as reservas internas em fósforo são características

das cianobactérias. Assim, as células estocam o fósforo em condições não limitantes (perto de

sedimentos) e o utilizam quando as condições de luz se tornam favoráveis, realizando a

fotossíntese (na superfície d’água), ou em outros locais onde os nutrientes estão em pequenas

quantidades (Ishikawa et al., 2002).

h) Liberação de toxinas

A liberação de toxinas por algumas espécies de cianobactérias, sob certas condições

ambientais não claramente definidas, pode acionar desequilíbrios ecológicos importantes para

um ecossistema (perda de biodiversidade). A presença dessas toxinas em determinados

ecossistemas como nos reservatórios de água potável revela-se preocupante para a saúde

pública em escala local ou regional. Ademais, uma mesma espécie pode sintetizar várias

toxinas diferentes, dentre as quais, hepatotoxinas peptídicas (microcistinas e nodularinas), a

cilindrospermopsina e suas derivadas, as neurotoxinas (anatoxinas e os venenos paralíticos de

moluscos ou PSP), as dermatoxinas e alguns polissacarídeos (Chorus & Bartram, 1999).

i) Pastoreio pelo zooplâncton

O pastoreio ou ingestão por parte do zooplâncton, um dos fatores de controle

descendente de fitoplâncton, exerce-se pouco sobre as cianobactérias em relação aos outros

grupos do fitoplâncton. Além das suas grandes dimensões (Reynolds, 1997), algumas

62

cianobactérias têm desenvolvido diferentes meios de defesa para evitar seu consumo pelo

zooplâncton. A liberação de compostos químicos, mesmo tóxicos, sua associação em colônias

excessivamente grandes, ou forma em filamentos, não permite ao zooplâncton de realizar seus

mecanismos de filtração ou de pastoreio (Lampert, 1987; Bouvy et al., 2001).

j) Controle da posição na coluna da água

A capacidade de regulação de sua posição na coluna d’água por intermediário de

vacúolos gasosos ou de balastros carboidratos é uma das características das cianobactérias

(Oliver & Ganf, 2000). Em condições de estratificação (ou seja, quando a mistura é limitada

às camadas superficiais da coluna d'água), não sedimentariam. Os vacúolos também lhes

permitem explorar os gradientes opostos de luz e de sais nutricionais durante a estratificação

(Reynolds, 1992; Head et al., 1999). A velocidade vertical de migração é significante. Oliver

& Ganf, 2000 mencionam que Microcystis sp, pode ter uma velocidade de 250 m.dia-1. Estes

mecanismos, além de protegê-las, proporcionam-lhes uma vantagem competitiva contra

outros grupos do fitoplâncton, como aqueles que sofrem maior pressão pastoreio.

k) Turbidez

Parâmetro que mede a resistência da água à passagem da luz. A turbidez é causada

pela presença de partículas em suspensão grosseira ou coloidal, e é uma característica das

águas correntes, podendo aumentar nos períodos chuvosos. Existe naturalmente nas águas a

presença de: material em suspensão, plâncton, microrganismos, argilas e siltes. Sua principal

fonte é o aporte de partículas de solos em função de desmatamentos, processos erosivos e

atividades de mineração, podendo advir, também do lançamento de efluentes que contenham

material fino. Afeta esteticamente os corpos d’água e pode causar distúrbios aos ecossistemas

aquáticos, devido à redução da penetração da luz. Quando a turbidez é alta, há um aumento

nos custos do processo de tratamento para fins de abastecimento público e industrial, devido

ao maior consumo de produtos químicos. A unidade da turbidez é NTU – Unidade

Nefelométrica de Turbidez.

Em ambientes de água doce o desenvolvimento de florações de cianobactérias causa

o aumento de material em suspensão dissolvido e particulado, dando à água aspecto barrento

ou leitoso, com grande aumento da turbidez e diminuição da transparência da água.

l) Estabilidade populacional

Por terem poucos inimigos naturais, não sofrem impactos significativos devido à

herbivoria e por sua capacidade de flutuação na água impedir a sedimentação, as taxas de

perda das populações de cianobactérias são geralmente baixas. Com isso, as baixas taxas de

63

crescimento são compensadas pelo longo período que prevalecem as populações, uma vez que

essas estão estabelecidas (Chorus & Bartram, 1999). O tempo de residência da água no

sistema aquático favorece a dominância das cianobactérias na comunidade fitoplanctônica.

Dentre as outras condições, a estabilidade da coluna da água é condição em que populações

de Cylindrospermopsis podem formar florações. A ocorrência de C. raciborskii em

ambientes rasos sem estratificação duradoura foi registrada em ambientes tropicais e

subtropicais (Padisák, 1997, Briand et al., 2002; Marinho & Huszar, 2002, Tucci &

Sant’Anna, 2003).

m) Taxa de crescimento

As cianobactérias normalmente possuem taxa de crescimento bem menor que a de

muitas espécies de algas. Taxas lentas de crescimento requerem longo tempo de retenção das

águas para permitir a formação da floração de cianobactérias. No entanto, o comportamento

da taxa de crescimento desses organismos não é homogêneo, pois suas propriedades

ecofsiológicas diferem. Além disso, esses organismos não se desenvolvem em águas de curto

tempo de retenção (Chorus & Bartram, 1999).

n) Espécies exóticas

A entrada de espécies que não são nativas de determinado lago ou reservatório e que

são introduzidas por ação humana ou acidentalmente, se torna uma piora para o ecossistema.

Devido à localização dos lagos e reservatórios próximos a rodovias, existe a possibilidade de

transporte dessas espécies por caminhões e outros veículos. Esses organismos podem prender-

se em pneus, em outras localidades e ao se desprenderem são carregados através das águas de

chuva e dos ventos até o lago. Porém, os principais vetores de disseminação dessas espécies

são os pássaros, que podem transportá-las de uma região a outra com espécies impregnadas na

penugem ou em seu corpo.

As espécies exóticas de cianobactérias quando introduzidas no lago e reservatório

não servem de alimento para o zooplâncton, uma vez que os mesmos só alimentam-se das

espécies nativas. Assim, essas espécies tendem a se acumular por não fazerem parte da cadeia

trófica, piorando a problemática do surgimento de florações de cianobactérias. Foi ate’

sugerido que algumas espécies, como Cylindrospermopsis raciborskii, poderiam ser

consideradas como espécies invasoras (Figueredo, 2007).

o) Estratificação térmica e mistura da água

Em lagos e reservatórios onde a profundidade é grande e a velocidade longitudinal é,

em geral, pequena, as características do barramento podem produzir estratificação vertical de

64

temperatura, massa específica e de parâmetros de qualidade da água.

Quando a estratificação de temperatura ocorre formam-se as camadas chamadas

epilimnio, metalimnio e hipolimnio. O epilimnio tende a ter temperatura uniforme e estar

misturado devido às ações externas. No metalimnio ocorre o maior gradiente de temperatura

denominado de termoclina. Nesta zona se equilibram as ações do vento, radiação solar e

empuxo da massa d’água. No hipolimnio o gradiente é uniforme e a massa d’água não sofre a

ação das forças externas. Essas forças podem modificar a posição da termoclina por

aprofundamento do epilimnio.

A termoclina é formada quando a superfície do lago é aquecida originando um

gradiente negativo de temperatura com a profundidade. A termoclina tem a tendência de

aprofundar-se durante o verão devido a este aquecimento. Durante o fim do verão e início do

outono quando a temperatura diminui, esfriando a superfície do lago, ocorre o processo de

mistura, já que a água fria é mais densa e tende a penetrar até níveis de água com a mesma

densidade. Este processo continua até que ocorra uma condição isotérmica (Bella, 1970). Esta

variação é também observada entre o período diurno que possui radiação solar e o noturno

que ocorre resfriamento da superfície (Kallf, 2002).

As ações externas que influenciam no processo de estratificação são: radiação solar –

com o aquecimento da camada superior produz expansão e redução de densidade nas camadas

superiores, ação do vento – produz turbulência e mistura das diferentes camadas do

reservatório e entrada e saída do fluxo e temperatura – têm influência devido às suas

características de volume, temperatura, densidade e concentração dos parâmetros.

Van Breemen & Kok (1979) consideraram 4 estados para reservatórios:

1. Completamente misturado: ocorre em períodos de pouco aquecimento solar, a

turbulência produzida pelo vento é suficiente para vencer o empuxo e uniformizar os

gradientes; 2. Desenvolvimento para cima: ocorre em períodos de aumento de radiação solar a

produção de turbulência é insuficiente para distribuir o empuxo, como conseqüência a

termoclina move-se para cima; 3. Desenvolvimento para baixo ou penetração: nos períodos de

aumento de vento e/ou redução de radiação solar, a produção de turbulência aumenta com

relação a produção de empuxo. Como conseqüência a camada turbulenta penetra no

hipolimnio movendo para baixo a termoclina e 4. Desenvolvimento completo da estagnação:

na falta de vento a turbulência da superfície é pequena. Nestas circunstancias o perfil de

temperatura é determinado pelos processos de difusão do tipo molecular.

Do ponto de vista geral, Water Resources Engineers Inc. (1969) classificou os

reservatórios com base no tempo de detenção, que é a relação entre volume e vazão média de

65

entrada. A classificação é a seguinte:

1. pequena vazão/volume – neste caso classificam-se grandes reservatórios com

tempo de detenção maior do que um ano. Pequenas variações sazonais ocorrem no

armazenamento e a vazão de saída é retirada da superfície; 2. média vazão/volume – Também

são classificados grandes reservatórios com tempo de detenção entre quatro meses e um ano.

Estes reservatórios apresentam estratificação e grande variação do armazenamento; 3. grande

vazão/volume – reservatórios nesta classe são geralmente do tipo escoamento de rio com

tempo de residência menor que 4 meses.

A estratificação térmica de um lago é difícil de formar e a variação longitudinal da

temperatura pode ocorrer. Ela é um fenômeno que se produz quando a radiação solar e a

temperatura atmosférica são elevadas e a velocidade do vento é baixa. Essas condições

limitam a turbulência da água e, por isso, a mistura. A massa de água superficial se aquece

então mais rapidamente e em seguida, torna-se menos densa (forma epilimnio), enquanto água

em profundidade, que recebe menos energia do que a superfície fica mais fria e, portanto,

mais densa (hipolimnio) (Wetzel, 2001). Portanto, se criam duas camadas d’água superpostas

que, não se misturam jamais, separadas por uma terceira camada, chamada metalimnio.

O epilimnio e o hipolimnio têm cada um características diferentes (Spigel &

Imberger, 1987). O epilimnio é uma camada de água influenciada pelo vento e, por

conseguinte, muito bem misturada (embora também possa ser constituída de várias camadas

de água com densidades diferentes (Imberger & Patterson, 1990). O CO2 e o O2 são trocados

na interface ar-água. O epilimnio corresponde assim à camada eufótica. A luz fica então

disponível para a fotossíntese. Por contrário, os nutrientes são ligeiramente disponíveis sendo

integrados na biomassa fitoplanctônica. O hipolimnio é, em contrapartida, uma camada

fracamente submetida ao efeito do vento. Ela é isolada e os processos de decomposição

dominam em um lago eutrófico, devido à abundância de matéria orgânica e a ausência de luz

que permitiria a fotossíntese. Os elementos nutritivos tais que o nitrogênio e o fósforo são

abundantes nas condições geralmente anóxicas).

O retrato de um lago estratificado permite constatar que os dois recursos principais

para o fitoplâncton se encontram nas duas extremidades da coluna d’água: a luz na superfície

e os elementos nutritivos perto do sedimento (Reynolds, 1987). O fitoplâncton que depende

da mistura para aceder a esses recursos serão incapazes de crescer e retirados da coluna d'água

por sedimentação após chegar ao hipolimnio (Huisman et al., 2002).

66

2.5 Ecoestratégias das Cianobactérias

As cianobactérias constituem um grupo taxonômico amplamente distribuído em

ambientes aquáticos do mundo (Pitois et al., 2000) e devido a suas características fisiológicas

e ecológicas se mostram competitivamente superiores a outros organismos fitoplanctônicos.

Entre as estratégias de diversas espécies deste grupo que possibilitam o desenvolvimento de

densas populações, cabe assinalar:

Um ecossistema aquático do tipo pelágico é caracterizado pela existência de uma

rede trófica no meio da qual a produção primária, fonte de oxigênio essencial para organismos

heterotróficos, é fornecido pelo fitoplâncton. Porém, a sucessão sazonal e as variações

interanuais e espaciais do fitoplâncton, e do plâncton em geral, são uma função de fatores de

regulação (fatores controle) de natureza físico-química e/ou biológica (McQueen et al., 1986).

Dentro da comunidade do fitoplâncton, algumas características ambientais (estabilidade da

coluna d’água, transparência da água, concentração de nutriente) provocam uma substituição

das espécies do fitoplâncton devido à oportunidade de certas espécies de se desenvolver, nas

novas condições, dentre elas as cianobactérias definidas por certos autores como organismos

"ecoestratégicos" (Chorus & Bartram, 1999).

As propriedades ecofisiológicas das cianobactérias variam de espécie para espécie.

Com isto, diferentes ecoestrategistas são adotadas para diferentes tipos de corpos d’água. Isto

pode auxiliar na determinação de que espécie de cianobactérias ocorrerá sob certas condições

(Chorus & Bartram, 1999).

2.5.1 Ecoestrategistas de formação de camada

Durante o período de floração de cianobactérias, certo número desenvolve vários

agregados (colônias) de células, os quais não são distribuídos de forma homogênea na coluna

d’água. Os gêneros importantes que demonstram essas características são Microcystis

Anabaena e Aphanizomenon. Na superfície da água, a taxa de fotossíntese das colônias é alta

e as células armazenam grande quantidade de carboidratos. Embora as células contenham

canais de gases, os carboidratos pesados atuam como lastro e induzem o afundamento junto

com as colônias (Chorus & Bartram, 1999).

2.5.2 Ecoestrategistas de dispersão homogênea

Esse ecotipo compreende as formas filamentosas, como Planktotrix (Oscillatoria)

agardhii e Limnotrix (Oscillatoria) redekei. Essas espécies são extremamente sensíveis a altas

67

intensidades luminosas e não formadoras de colônias. Por serem pequenos filamentos, a

migração vertical regulada pela flutuação é menos marcante que a inclusão passiva pela

circulação da água. Portanto, essas espécies são dispersas homogeneamente ao longo do

epilimnio (Chorus & Bartram, 1999).

A dispersão homogênea é encontrada em reservatórios eutróficos e hipertróficos

rasos. Muitos reservatórios com florações de ecotipos dispersos não possuem profundidade

maior que 3 m e concentrações de clorofila de 50µg. L-1 e em casos extremos, mais altas que

200 µg.L-1 .

Os filamentos dificilmente se partem e não sedimentam. Florações desse tipo

geralmente levam as monoculturas as quais podem predominar ao longo de muitos anos

(Chorus & Bartram, 1999).

A dinâmica das populações nesses lagos pode ser limitada. Em regiões temperadas, a

população de outono pode até mesmo sobreviver sob o gelo no inverno. Nessas situações, a

população de primavera começa a crescer com uma densidade relativamente alta e com isso

tem uma vantagem na competição com outras espécies. Por causa da alta turbidez, essas

populações de cianobactérias efetivamente reprimem o crescimento de outras espécies do

fitoplâncton. Assim, a próxima população de verão se estabelecerá quase sem nenhuma

sucessão sazonal entre diferentes espécies de fitoplâncton. Essa alta estabilidade da população

exclui qualquer redistribuição de fósforo e nitrogênio para outros componentes do

ecossistema dos lagos e isso pode acarretar em um efeito de resistência nos projetos de

restauração dos lagos (Chorus & Bartram, 1999).

2.5.3 Ecoestrategistas de estratificação

Os representantes desse ecotipo desenvolvem populações de verão estáveis no

metalimnio de lagos e reservatórios estratificados termicamente. Os organismos contêm o

pigmento vermelho ficoeritrina para absorver a luz verde, a qual é o comprimento de onda

predominante nessa profundidade. As espécies mais comuns são Planktothrix (Oscillatoria)

rubescens, porém variedades na coloração vermelha de outras espécies de Planktothrix podem

também formar populações no metalimnio.

Os filamentos únicos dessas espécies dificilmente mostram qualquer migração

vertical. Entretanto, no alto outono ao fim da estação de crescimento, as células podem se

tornar flutuantes e então formar camadas superficiais vermelhas. O nicho desse tipo de

Planktothrix é muito limitado, uma vez que necessita de luz suficiente na zona do metalimnio,

mas pode ser inibido por muita luz. A maioria das florações do metalimnio é encontrada em

68

locais com intensidade luminosa de 1-5% da irradiação superficial (Chorus & Bartram, 1999).

2.5.4 Ecoestrategistas de fixação de nitrogênio atmosférico

O desenvolvimento em massa de espécies capazes de fixarem o nitrogênio da

atmosfera, espécies dos gêneros Anabaena, Aphanizomenon, Cylindrospermopsis, Nodularia

e Nostoc, pode ser relacionado à limitação periódica de nitrogênio. Exemplos são encontrados

em corpos d’água profundos, assim como também em sistemas rasos. Entretanto, como esses

ecoestrategistas geralmente são dominantes em ecossistemas com baixos níveis de nitrogênio

inorgânico dissolvido, a reversão não é necessariamente aplicável. Muitas represas com

limitação de nitrogênio bastante clara, não são dominadas por cianobactérias fixadoras do

nitrogênio. A baixa disponibilidade de luz pode ser uma causa disso, pois o processo de

inovação do nitrogênio requer altas quantidades de energia. Um certo número de espécies

pode formar colônias e possuir canais de gases. Isso significa que elas podem regular a

flutuação, como Microcystis, e podem formar camadas estáveis ao longo da margem na

direção dos ventos (Chorus & Bartram, 1999).

Medidas de restauração as quais reduzem simultaneamente a carga de fósforo solúvel

e nitrogênio podem reforçar a dominância das condições limitantes de nitrogênio, e depois a

probabilidade de maiores populações de cianobactérias fixadoras de nitrogênio (Chorus &

Bartram, 1999).

2.5.5 Ecoestrategistas de formação de pequenas colônias

Segundo Chorus & Bartram (1999) casos de grandes concentrações de pequenas

colônias do gênero Aphanotece têm sido identificados. Poucas informações são disponíveis

sobre a regulagem de flutuação e formação de camadas pelas espécies envolvidas. Em vários

corpos d’água, a dominância da Aphanotece tem ocorrido depois da diminuição das

populações de Planktothrix rubescens. A predominância dessa espécie não se dá somente pela

limitação do fosfato ou do nitrogênio, e não existem associações claras que expliquem a

repentina dominância dessas cianobactérias. Elas parecem dominar em um estado

intermediário durante a recuperação do lago após as medidas de restauração terem sido

tomadas, mas sua ecologia não é conhecida.

2.5.6 Cianobactérias bentônicas

Algumas cianobactérias podem crescer nos sedimentos de fundo dos reservatórios os

quais são suficientemente claros para permitir a entrada da luz até essas superfícies. Essas

69

espécies bentônicas podem formar camadas coesas (como se fossem tapetes). As camadas

proporcionam altas taxas de fotossíntese que levam a liberação de oxigênio, como bolhas, no

interior na camada, conseqüentemente partes do “tapete de cianobactérias”, então se soltam e

sobem até a superfície (Chorus & Bartram, 1999). Um exemplo é o gênero Lyngbya.

70

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95

Capítulo 1

Fatores Ambientais Associados à Dinâmica de Populações de

Cianobactérias e Eutrofização no Reservatório de São Simão

Resumo

As florações das cianobactérias são comuns em lagos e reservatórios devido a uma

combinação de fatores, entre os quais as concentrações de nitrogênio e fósforo no ambiente.

Os principais objetivos do presente trabalho foram monitorar a ocorrência de florações de

cianobactérias que ocorrem no reservatório de São Simão, relacionar o desenvolvimento das

cianobactérias com às concentrações de nutrientes e outros fatores físico-químicos e

contribuir para a geração de um banco de dados sobre cianobactérias no estado de Minas

Gerais. As coletas foram realizadas no período de março de 2005 a outubro de 2006 no

reservatório de São Simão, localizado no sudeste brasileiro (19º01’05’’S e 50º29’57’’W),

MG/GO, sendo demarcadas 8 estações. Os principais parâmetros físico-químicos da água

quantificados in situ foram temperatura, oxigênio dissolvido, condutividade e pH, e em

laboratório nutrientes dissolvidos como amônio, nitrito, nitrato, fósforo solúvel, e o fósforo

total, juntamente com as amostras bióticas (clorofila-a e análise quali-quantitativa de

fitoplâncton). Os valores mais altos de clorofila-a obtidos em todas as estações de coleta

ficaram entre 14,31 µg.L-1 e 12,83 µg.L-1, sendo o menor valor de 0,18µg.L-1. Houve

dominância de cianobactérias em todas as estações de coleta durante o período de estudo,

excetuando as últimas quatro coletas numa das estações (CO10). No reservatório de São

Simão evidenciou-se uma tendência de evolução de oligotrofia para mesotrofia, quando se

aplicou o índice de estado trófico de Toledo. O estudo não apontou nenhum fator específico

como responsável pelo aparecimento de cianobactérias, sendo este fenômeno causado pelo

aumento da eutrofia no ambiente.

Palavras-chave: reservatório, eutrofização, fitoplâncton, cianobactérias, fatores ambientais.

96

Abstract

Cyanobacteria blooms are common in lakes and reservoirs due to a combination of factors,

including nitrogen and phosphorus environmental concentration. The main objective of this

work was to understand the environmentals factors capable of controlling the development of

various phytoplanktonic species, and particularly the development of cyanobacteria and

linking its development with respect to the concentrations of nutrients and other physical and

chemical factors. Sampling was performed from March 2005 to October 2006 in the São

Simão Reservoir, located in Southeastern Brazil (19º01'05''S and 50º29'57''W), MG/GO, on 8

sampling stations. The main physical and chemical parameters, such as temperature, dissolved

oxygen, conductivity, were measured in situ and nutrients, such as ammonium, nitrite, nitrate,

phosphorus soluble and total phosphorus, in the laboratory, together with biotic parameters

(chlorophyll–a and quantitative and qualitative analyses of phytoplankton). The highest values

of chlorophyll-a were between 14.31µg.L-1 and 12.83 µg.L-1, and the lowest was 0.18 µg.L-1.

Dominance of cyanobacteria was found in all sampling stations during the study period,

except the last four samplings in the C10 station. São Simão reservoir showed trends of

changing conditions from oligotrophic to mesotrophic when applying the index of trophic

state of Toledo. This study did not reveal any specific factor as responsible for the bloom

appearance in this reservoir, even if it was clear the connection between this phenomenon and

increasing eutrophication in the environment.

Keywords: Reservoir, eutrophication, phytoplankton, cyanobacteria, environmental factors.

97

1.1 Introdução

As cianobactérias, também chamadas de cianofíceas ou algas verde-azuis constituem

um grupo diverso de organismos que possuem características tanto de bactérias (procariontes,

por não apresentarem núcleo e estruturas definidas), como de algas eucariontes (por serem

fotossintetizantes e produtores primários). Este grupo forma uma parte importante da

biomassa do fitoplâncton em corpos d’água eutróficos, principalmente durante o verão quente

(Reynolds, 1984). O sucesso das cianobactérias depende em grande parte, de fatores

climáticos e ambientais e, portanto, o entendimento da relação entre cianobactérias e fatores

ambientais fornece uma base para controlar sua abundância e para melhorar a qualidade da

água (Robarts, R. D. & Zhoary, T., 1992).

Vários fatores, tais como condições de luz baixa, coluna d'água estável e depleção de

nitrogênio foram sugeridas para explicar o sucesso de cianobactérias em corpos d’água doce

da região temperada (Hyenstrand et al, 1998; Oliver, R. L. & Ganf, G. G., 2000). Elas são um

grupo diversificado de organismos, contendo espécies que podem ser fixadoras de nitrogênio,

outras flutuantes e apresentando diferentes formas (coloniais, esféricas, ovais ou tubulares, e

também em filamentos) (Carr, N. & Whitton, B. A., 1982; Whitton, B. A. & Potts, M., 2000),

elas respondem de maneira diferente às mudanças nas condições ambientais.

Segundo Sant’Anna & Azevedo (2000), a espécie Microcystis aeruginosa apresenta

a distribuição ampla no Brasil e a Anabaena é o gênero com maior número de espécies

potencialmente tóxicas: Anabaena spiroides, Anabaena circinalis, Anabaena solitaria,

Anabaena flos-aquae, Anabaena planctônica. Segundo as mesmas autoras, florações tóxicas

de cianobactérias dos gêneros Anabaena, Aphanizomenon, Cylindrospermopsis e Microcystis

são as mais comuns nas águas continentais brasileiras.

A análise das alterações qualitativas e/ou quantitativas da estrutura da comunidade

fitoplanctônica pode fornecer respostas biológicas que ajudam na avaliação de modificações

no meio ambiente (Sant’Anna et al., 1997; Branco & Cavalcante, 1999; Matsuzaki et al.,

2004). Na estrutura da comunidade fitoplanctônica, as cianobactérias têm despertado grande

interesse pela sua propriedade cosmopolita (Zohary & Breen, 1989; Komárek, 2003), grande

número de espécies tóxicas (Hallegraeff, 1993, Dow & Swoboda, 2000) e principalmente pelo

crescimento maciço de populações deste grupo em ambientes eutrofizados (Shapiro, 1973;

Komárek et al., 2002), o que representa um dos problemas de qualidade de água em todo o

mundo (Reynolds & Walsby, 1975).

98

Ambientes com estratificação térmica da coluna d’água estão mais propensos ao

crescimento intenso de Microcystis, já que a regulação dos aerótopos é ineficaz em ambientes

turbulentos (Oliver & Ganf, 2000).

1.2 Hipótese

A composição da comunidade fitoplanctônica do reservatório de São Simão ocorre

naturalmente em pequeno número, mas sob diversos fatores ambientais, tais como o aumento

contínuo de nitrogênio e fósforo, pH e temperatura levam a formação de floração com

predominância de populações de cianobactérias, inclusive cianobactérias potencialmente

tóxicas.

1.3 Objetivos

Os principais objetivos do presente trabalho foram:

- Avaliar a ocorrência de populações de cianobactérias no reservatório de São Simão,

amostrando-se as variáveis do tipo climatológico, físico, químico e biológico.

- Fornecer um suporte para monitoramento da ocorrência de florações de

cianobactérias no reservatório de São Simão.

- Associar à ocorrência desses organismos com fatores ambientais que propiciam seu

crescimento em estações de coleta sob influência da ação antrópica, para além de isolar e

identificar, taxonomicamente, gêneros/espécies fitoplanctônicos de cianobactérias.

- Contribuir para a criação de um banco de dados sobre cianobactérias para o Estado

de Minas Gerais.

- Fazer uma lista de táxons de linhagens potencialmente tóxicas.

2 Material e Métodos

A estratégia do estudo se assenta em dois tipos de abordagem para satisfazer os

objetivos almejados: fatores ambientais que associam a dinâmica populacional de

cianobactérias no campo (reservatório de São Simão) e no laboratório-UFMG.

99

2.1 Área de Estudo

2.1.1 Localização e características morfométricas

As cidades limítrofes de Goiás (São Simão) e de Minas Gerais (Santa Vitória)

localizam-se na margem direita do reservatório de São Simão, lago formado no trecho de

fronteira entre as duas cidades pelo barramento do Rio Paranaíba, sendo o último reservatório

de uma série de quatro (Emborcação, Itumbiara, Cachoeira Dourada), projetados com

principais funções de produzir energia hidrelétrica e navegação. O reservatório de São Simão,

construído na década de 70, possui características hidrológicas e morfométricas sumarizadas

na Tabela 1. A bacia hidrográfica do rio Paraná é formada pelas sub-bacias do rio Paranaíba e

a do rio Grande, sendo que a bacia do rio Paranaíba extende-se por mais 70,000 km2. Este rio

é considerado como sendo de grande porte e um dos maiores sistemas lênticos em área,

volume e profundidade da Companhia Energética de Minas Gerais (CEMIG) dentre os

reservatórios do Brasil, englobando a maior parte do Estado de Goiás.

A bacia hidrográfica do Rio Paranaíba corresponde a cerca de 12% do Estado de

Minas Gerais. Os diferentes tributários de médio e grande porte, e responsáveis pela

drenagem de uma das áreas de maior potencial agrícola e agro-pastoril do Brasil são: do lado

goiano (Rio Alegre, Rio Preto, Rio São Francisco, Rio dos Bois e Rio Meia Ponte) e do lado

mineiro (Rio Tijuco e Rio Prata) (Pinto-Coelho, 2004). O reservatório, a bacia do Rio

Paranaíba e estações de coleta são apresentados na Figura 1.

As cidades da área de influência do reservatório de São Simão estão em crescimento

demográfico, conseqüentemente, aumenta o número de fontes pontuais e difusas de

lançamentos de nutrientes para o reservatório. Pinto-Coelho (2004) através de um estudo de

aporte de fósforo e a presença de cianobactérias no reservatório de São Simão, concluiu que

as entradas em grande escala de nutrientes no reservatório, trazidos pelas fontes difusas, são

uma das principais causas da eutrofização no reservatório, caracterizado como oligo-

mesotrófico (Tabela 1) e, que vem sofrendo grande impacto a partir do final da última década

(Rolla, 2000 apud Pinto-Coelho, 2004).

100

Figura 1. Mapa do reservatório de São Simão, com a indicação das estações de coleta do

fitoplâncton e de amostras de campo. Adaptado de Pinto-Coelho (2004).

101

Tabela 1. Principais Características Hidrológicas e Morfométricas sobre o

Reservatório de São Simão (MG/GO).

Características Valores

Ano de conclusão 1978

Coordenadas geográficas 19º01’05”S e 50º29’57”W

Área da represa (km²) 722,25

Área de drenagem (km²) 171.000

Profundidade média (m) 7,7

Comprimento total (m) 3.600

Profundidade máxima (m) 127

Volume máximo da represa (109m3) 5.540

Cota altimétrica (m) 404

Vazão máxima da represa (m³.s-1) 24.000

Usos da represa Energia, pesca, irrigação

e lazer.

Classificação do estado trófico Oligotrófico a mesotrófico

Fonte: CEMIG e Pinto-Coelho (2004).

2.1.2 Caracterização das variáveis climatológicas

Os dados de precipitação (mm), temperatura do ar (ºC), direção e velocidade diárias

dos ventos, de 2005 e até abril de 2006, foram obtidos através dos dados fornecidos pela

CEMIG de São Simão, a qual mantem uma estação meteorológica próxima ao reservatório. É

importante ressaltar que estes dados são apresentados com o intuito de demonstrar a

existência de duas estações climáticas bem distintas.

2.1.3 Estratégias de amostragem

Neste estudo as estações de coleta foram escolhidas a partir das estações

estabelecidas por Pinto-Coelho (2004) com ligeira modificação em relação a localização exata

da estação, num total de 8 estações de coletas, sendo: cinco estações (CO1, CO2, CO4, CO5 E

CO6) representadas no corpo do reservatório e ainda, três estações (CO8, CO9 e CO10), que

se localizam em rios. Utilizando GPS da marca “Garmin’s Etrex® personal navigator” foram

102

obtidas as coordenadas das estações e distribuídas com base nas estações previamente

estabelecidas por Pinto-Coelho (2004). O mapa com a localização das estações de coleta

conforme a Figura 1, e as coordenadas UTM convertidas para coordenadas geográficas de

domínio público segundo a Tabela 2.

Para a conversão de UTM para coordenadas geográficas, foi utilizado o programa

Gencoord versão 1.7. Foram selecionadas as seguintes opções: para o item entrada de dados

foi selecionado UTM, para o item “datum”, foi selecionado “from WGS84” e, para o item

conversão, selecionou-se tela interativa. Na segunda etapa, já na segunda janela do programa,

denominada entrada de dados, selecionou-se o “datum” América do Sul 1969 Brasil. No

campo “coordenadas UTM” foram digitadas as coordenadas UTM a converter, selecionando-

se, em seguida, o hemisfério correspondente à localização geográfica. Para a seleção da zona

referente a localização das estações das amostragens, consultou-se o site

http:www.dmap.co.uk/utmworld.htm, onde se encontra o mapa global subdividido em zonas,

escolhendo desta forma, a zona 22. Para finalizar, basta clicar no botão de aceite e na janela

resultados, são ainda apresentados em UTM, por fim clicar no botão transformação ou

conversão dos dados para coordenadas geográficas.

Tabela 2. Localização das estações de coletas das amostras usadas neste trabalho.

Estações de coleta Coordenadas Coordenadas

(Código) UTM Geográficas

CO1: Rio dos Patos X = 555.312 Y = 7.902.841 Lat. 19º36’38’’S Long. 50º47’52’’

CO2: Barragem X = 552.030 Y = 7.899.718 Lat. 19º28’05’’S Long. 50º50’52’’

CO4: Rio Mateira X = 554.900 Y = 7.911.117 Lat. 19º17’40’’S Long. 50º47’83’’

CO5: Rio Alegre X = 558.652 Y = 7.917.506 Lat. 19º12’05’’S Long. 50º44’28’’

CO6: Rio Preto X = 570.982 Y = 7.931.165 Lat. 18º59’33’’S Long. 50º32’63’’

CO8: Rios dos Bois X = 601.829 Y = 7.956.296 Lat. 18º37’01’’S Long. 50º03’50’’

CO9: Balsa Ipiaçú X = 606.983 Y = 7.923.970 Lat. 19º06’04’’S Long. 50º38’45’’

CO10: Balsa Gouveinha X = 614.200 Y = 7.940.592 Lat. 18º51’06’’S Long. 50º32’10’’

103

2.2 Fatores Abióticos

2.2.1 Coleta

As campanhas de amostragem de campo compreendendo períodos de seca e chuva

foram realizadas trimestralmente, por um período de 2 anos, entre março de 2005 a outubro de

2006, totalizando 16 dias dos seguintes meses: março/2005, junho/2005, setembro/2005,

dezembro/2005, fevereiro/2006, maio/2006, agosto/2006 e outubro/2006. As coletas

ambientais foram realizadas sempre que possível no período entre 8:00 e 17:00 horas, sendo

que durante a coleta foram registradas as datas das coletas e as condições do tempo (chuvoso,

nublado, vento e sol).

As variáveis físicas, químicas e biológicas foram realizadas a bordo de um barco em

oito estações no reservatório de São Simão (Figura 1), em diferentes profundidades na coluna

d’água, desde a superfície, a profundidade do disco de Secchi e a profundidade equivalente a

2,5 vezes a profundidade do disco de Secchi (correspondendo ao limite da zona eufótica)

quando foi verificada a estratificação térmica. As amostras para as análises físico-químicas

foram coletadas com garrafa coletora de Van Dorn. A amostra da estação CO8 foi coletada a

partir da ponte sobre o Rio dos Bois, usando-se um balde de 12 litros preso com uma corda de

naylon.

2.2.2 Transparência da água (m)

A transparência da água está relacionada com o material em suspensão na coluna

d’água, tanto mineral (substâncias húmicas dissolvidas) quanto orgânico (detritos orgânicos),

organismos clorofilados e por inorgânicos particulados. Quanto mais plâncton, menor a

transparência.

Atualmente é bastante comum o uso de modernos instrumentos para a avaliação da

extinção vertical e características espectrais da luz em reservatórios, porém, a transparência da

água medida pelo método do disco de Secchi, continua sendo amplamente utilizada devido à

sua praticidade, simplicidade de utilizar, facilidade de transportar e baixo custo (Wetzel,

1975).

As medidas de transparência da água foram efetuadas com a profundidade de

desaparecimento visual de um disco de Secchi (25 cm de diâmetro e pintado branco e preto

alternativamente) na coluna d’água e suspenso por uma corda marcada previamente de 0,50 a

0,50m. As leituras foram feitas, sempre que possível, pela mesma pessoa.

104

O cálculo da profundidade do limite da zona eufótica (m) foi estimado com base nos

valores da profundidade de desaparecimento do disco de Secchi multiplicado de acordo com o

proposto por Margalef (1983), através do qual os valores da profundidade de desaparecimento

do disco de Secchi são multiplicados pelo fator 2,71, modificado neste estudo para 2,5.

Existem outros fatores utilizados para o cálculo do limite da zona eufótica, tal como três (3)

recomendado para ambientes tropicais (Esteves, 1998).

2.2.3 pH, condutividade, oxigênio dissolvido e temperatura da água

Foram utilizados multisensores das marcas Horiba, modelo U-10 e YSI 556 MPS

para mensuração de varáveis físico-químicas. Registraram-se o pH, a condutividade elétrica

(µS.cm-1), a concentração de oxigênio dissolvido (µg.L-1) e a temperatura (ºC) através de

medias in situ nas oito estações de coleta, sendo que as leituras foram realizadas a cada 0,50

m (de 0m até 5m) ou a cada metro de profundidade (a partir de 5m de profundidade).

2.2.4 Nutrientes

As coletas para as análises da concentração de nutrientes presentes na água (séries

nitrogenadas, fósforo total e fósforo solúvel) foram realizadas com auxílio de uma garrafa

coletora de Van Dorn, na profundidade de leitura do disco de Secchi e, nos períodos de

estratificação térmica, uma outra amostra era coletada no hipolimnio. As amostras d’água

foram filtradas no hotel em filtros de fibra de vidro de 47 mm de diâmetro Schleicher &

Schüll foram utilizadas para determinar as concentrações de nitrato, amônia, nitrito e do

fósforo solúvel. As amostras não filtradas foram utilizadas para determinar a concentração de

fósforo total. As amostras foram acondicionadas em frascos de polietileno inerte de

capacidade de 250 mL e etiquetados, armazenadas em caixa de isopor com gelo e levadas ao

laboratório e depois congeladas para posterior análise. Para a análise dos nutrientes foram

empregadas as metodologias constantes na Tabela 3.

105

Tabela 3. Metodologia e variáveis limnológicas analisadas nas amostras de água do reservatório de São Simão. Variável Metodologia de análise Referência

Nitrito Espectrofotometria Koroleff (1976); Barnes & Folklard (1951)

Nitrato Espectrofotometria Koroleff (1976); Barnes & Folklard (1951)

Amônio Espectrofotometria Koroleff (1976); Barnes & Folklard (1951)

Fósforo total Espectrofotometria Murphy & Riley (1962)

Fósforo solúvel Espectrofotometria Murphy & Riley (1962)

Clorofila a Espectrofotometria Lorenzen (1967)

* Na determinação de fósforo total foi feita a digestão à quente com persulfato de potássio.

2.2.4.1 Razão N:P

Para análise da razão N:P, o nitrogênio total foi obtido através da somatória dos

valores das três formas inorgânicas (amônio + nitrato + nitrito) (Wetzel, R. G. (1981) e o

fósforo corresponde ao fósforo total. Segundo Bothwell & Lowe (1996) razões maiores que

20:1 indicam limitação por fósforo, razões menores que 10:1 indicam limitação por nitrogênio

e razões entre 10:1 e 20:1 não sugerem limitações para o crescimento do fitoplâncton por

nenhum dos nutrientes).

2.2.5 Variáveis biológicas

2.2.5.1 Determinação da biomassa fitoplanctônica

A estimativa da biomassa do fitoplâncton foi feita pelo método indireto de

quantificação da clorofila-a descrito por Lorenzen (1967). Foi feita em amostras coletadas na

profundidade do disco de Secchi ou do hipolimnio nos períodos de estratificação térmica. A

água foi então transferida para frascos de polietileno de 5 litros de capacidade, e mantida em

isopor com gelo até o local de hospedagem, onde as amostras foram filtradas imediatamente.

A filtragem em duplicata foi realizada usando um sistema de filtração a vácuo e filtros

Schleicher & Schüll e bomba à vácuo.

Os filtros foram colocados em envelopes de papel toalha e alumínio e

acondicionados em frascos escuros contendo sílica – gel e mantidos congelados a -20ºC até o

momento da extração.

A extração e mensuração do pigmento clorofila-a foi realizada no laboratório sob

baixa iluminação e utilizando como solvente orgânico etanol 90%, aquecido a 80ºC conforme

Lorenzen (1967).

106

A fórmula utilizada para a obtenção das concentrações do pigmento foi a seguinte:

( ){ }.29,5. 665 665 .1..

acA A VChlµg

V LL

−− =

onde:

A665 = absorbância do extrato a 665nm, antes da acidificação, menos a absorbância a 750nm;

A665ac = absorbância do extrato a 665nm, após a acidificação, menos a absorbância a 750nm;

V = volume do solvente utilizado (etanol) em mL (usualmente 10 mL);

V = volume da água filtrada em litros;

29,5 = coeficiente de absorção específica da clorofila-a;

L = comprimento da cubeta em cm (=1).

2.2.5.2 Coleta dos organismos fitoplanctônicos

As amostras para análises do fitoplâncton total foram coletadas com auxílio de uma

garrafa de Van Dorn, acondicionadas em frascos de polietileno de 250 mL e fixadas com

solução de lugol acético a 1%.

2.2.5.3 Coleta de cianobactérias para análise de cianotoxinas no séston

As florações de cianobactérias presentes nas estações de amostragem foram

coletadas com uso de rede de plâncton (20 µm de abertura de malha), em arrastos horizontais

na superfície da água. O material coletado foi distribuído em frascos de polietileno de 250

mL, congelado a -20°C e em seguida no laboratório liofilizado a -40ºC. Os extratos algais

liofilizados foram armazenados em freezer, para posterior análise de cianotoxinas algais

intracelulares segundo as técnicas da reação do ensaio imunoenzimática ligado a uma enzima

(ELISA) e cromatografia líquida de alta eficiência (HPLC), hoje amplamente utilizadas para a

detecção, quantificação, purificação e isolamento de algumas cianotoxinas (Oshima, 1995,

Meriluoto et al., 2000, Dahimann et al., 2001).

2.2.5.4 Análise fitoplanctônica qualitativa e quantitativa dos grupos

A análise quantitativa do fitoplâncton foi realizada em microscópio invertido Zeiss

no aumento 400x, após prévia sedimentação usando a técnica de identificação e contagem

Utermohl, que emprega o uso de uma câmara de sedimentação e um microscópio invertido

(Utermohl, 1958). A contagem dos indivíduos foi realizada com um limite mínimo de 100

indivíduos da espécie dominante por câmara. As câmaras de sedimentação foram preparadas

24 horas antes da contagem, para permitir a sedimentação das algas.

107

Os indivíduos (células, colônias, cenóbios e filamentos) foram enumerados em

campos aleatórios, sendo os valores obtidos, expressos em densidade (ind./mL) e calculados

de acordo com a fórmula descrita por Ros (1979).

( )11. . .n

Ind mL Fsc h

− =

onde:

n = número de indivíduos efetivamente contados;

s = área do campo em mm² no aumento de 40 x;

c = número de campos contados;

h = altura da câmara de sedimentação em (mm);

F = fator de correção para mililitro (10³mm³/1 mL)

O número de indivíduos foi transformado em número de células, após a contagem do

número de células em pelo menos 20 indivíduos de cada espécie.

A análise da composição dos organismos fitoplanctônicos presentes nas amostras foi

feita por observação sob microscópio invertido binocular Zeiss, equipado com contraste de

fase, câmara clara e ocular de medição. A identificação dos organismos foi baseada nas

características morfológicas e morfométricas das células, filamentos ou colônias de algas,

sendo essa análise efetuada ao nível de gênero e espécie, sempre que possível, com apoio da

literatura de sistemas de classificação específicos (Round, 1971; Siminsen, 1979; Bourrelly,

1981, 1985; Komárek, 1991; Sant’Anna, 1991; Komárkova, 1998; Komárek & komárkova,

2002; Sant’Anna & Azevedo, 2000; Sant’Anna et al., 2004). Para evidenciar bainha de

mucilagem das cianobactérias utilizou-se nanquim. Ao final, os táxons inventariados foram

apresentados com uma listagem, segundo critérios de classe, gênero e/ou espécie.

2.2.5.5 Biovolume (mm³ L-1)

O biovolume é uma medida da biomassa dos organismos, determinada a partir de sua

abundância e dimensões. O volume e a superfície de unidades de contagem foram calculados

com base na combinação de fórmulas geométricas simples, cujas formas aproximam-se, o

mais possível, às diferentes formas das espécies fitoplanctônicas de acordo com as fórmulas

descritas por Rott (1981) e Hillebrand et al. (1999). As dimensões (diâmetro de células,

diâmetro de colônias e de cenóbios, comprimento e diâmetro de filamentos) em um número

variável de unidades de contagem são medidas utilizando-se câmera adaptada sobre

microscópio Zeis invertido.

108

Com estas medidas se calcula o volume de um corpo geométrico de igual forma que

os organismos (esféricas, cilíndricas, piramidais e formas complexas).

O biovolume total de uma espécie foi obtido multiplicando-se o biovolume médio de

cada organismo do fitoplâncton por seu efetivo total. Para a comunidade fitoplanctônica, o

biovolume total é a soma de todos os biovolumes específicos.

2.2.5.6 Índice de estado trófico (IET)

O Índice do Estado Trófico tem por finalidade classificar corpos d'água em diferentes

graus de trofia, ou seja, avalia a qualidade da água quanto ao enriquecimento por nutrientes

associados ao crescimento excessivo das algas, ou o potencial para o crescimento de

macrófitas aquáticas (Toledo Jr., A. P. et al., 1983, Toledo, 1990). Segundo Toledo (1990), o

uso do IET através do disco de Secchi não é recomendável em regiões tropicais e subtropicais

visto que a quantidade de material em suspensão inorgânico é, em muitos sistemas, bastante

significativa, o que não quer dizer necessariamente o sistema é eutrófico.

O Índice do Estado Trófico adotado foi o índice clássico proposto por Carlson (1977)

modificado por Toledo et al. (1983) e Toledo (1990) que, através de método estatístico,

baseado em regressão linear, alterou as expressões originais para adequá-las a ambientes de

lagos e reservatórios tropicais e subtropicais. Este índice utiliza três avaliações de estado

trófico em função dos valores obtidos para as variáveis: transparência (disco de Secchi),

clorofila-a, fósforo solúvel e fósforo total.

O estado trófico do reservatório de São Simão foi calculado com base no índice

trófico de estado trófico proposto por Carlson em 1977, modificado e recomendado por

Toledo et al. (1983) para lagos e reservatórios tropicais. Este índice é calculado a partir de

equações matemáticas propostas por Toledo et al. (1983) que utilizaram as variáveis

transparência da água, clorofila-a, fósforo total e fósforo solúvel para a caracterização do grau

de trofia do sistema aquático. Segundo Toledo et al. (1990) não é recomendável usar o disco

de Secchi para ambientes eutrofizados.

Com os resultados destas variáveis, Toledo et al. (1983) propuseram a utilização da

média ponderada dos valores obtidos, que atribui maior peso para o fósforo total e menor peso

ao índice referente à transparência, pois detectaram uma deficiência na equação desta

variável.

109

Desta forma, utiliza-se geralmente a equação do Índice de Estado Trófico Médio.

Para a determinação deste índice são utilizadas as seguintes expressões matemáticas:

2,04 0,695ln( ) 10 6

ln 2

CHLIET CHL

− = −

( )ln 21,67 / 4( 4) 10 6

ln 2

POIET PO

= −

( )ln 80,32 /( ) 10 6

ln 2

PTIET PT

= −

( ) ( ) ( ) ( )2 4

7

IET S IET PT IET PO IET CHLIET

+ + + =

onde:

IET (S) = para o valor da leitura do desaparecimento visual do disco de Secchi (m);

IET (CHL) = para a concentração de clorofila-a (µg.L-1 );

IET (PO4) = para a concentração fósforo solúvel (µg.L-1 ).

IET (PT) = para a concentração de fósforo total (µg.L-1 )

IET (médio) = índice de estado trófico médio

(não usar o disco de Secchi para estado trófico)

Os limites entre os quais um valor varia para aplicação da classificação dos

reservatórios de acordo com este índice encontram-se na Tabela 4.

Tabela 4. Critérios para a classificação limnológica do estado trófico de reservatórios tropicais

Toledo et al. (1983)

ESTADO TRÓFICO LIMITES

Oligotrófico/pobre IET até 44

Mesotrófico/intermediário IET de 44 até 54

Eutrófico/rico IET acima de 54

110

3 Resultados

3.1 Variáveis Climatológicas

Os dados obtidos fornecidos pela estação climatológica da CEMIG em São Simão,

referenciadas neste estudo, permitiram uma análise do comportamento e distribuição das

chuvas, temperaturas do ar e intensidade dos ventos e possibilitaram estimar os possíveis

efeitos destas condições no reservatório de São Simão. Os resultados referentes à precipitação

pluviométrica e temperatura estão apresentados na Figura 2, os da direção e velocidade de

ventos na Figura 3.

O regime de precipitação sobre o Estado de Minas Gerais apresenta um ciclo básico

unimodal bem definido, como verão chuvoso e inverno seco, sendo os meses de novembro a

março o período mais chuvoso. Entretanto, pode-se observar que a variação dos índices

pluviométricos nas diferentes partes do Estado é bastante considerável, indo de 800 mm até

1.600 mm. Os valores máximos são encontrados nas regiões mais elevadas das serras da

Mantiqueira, do Espinhaço e da Canastra, contrastando com os índices mínimos, encontrados

nas regiões dos vales dos rios São Francisco e Jequitinhonha.

De acordo com os dados fornecidos pela CEMIG, os valores de precipitação

pluviométrica apresentaram um padrão normal esperado, as maiores concentrações de chuvas

ocorreram durante os meses de novembro/05 (256 mm), janeiro/05 (209mm), janeiro/06 (215

mm), enquanto que as menores registradas estiveram compreendidos entre os meses de

agosto/05 (0 mm), abril/05 (5 mm) e julho/05 (7 mm). O mês que registrou a maior

pluviosidade foi janeiro de 2005, com 256 mm e o menor chuvoso foi agosto de 2005, quando

não houve precipitação (0 mm).

Os resultados relativos à temperatura do ar demonstram que os maiores valores

(média das máximas) foram registrados nos meses de fevereiro/05 (32,6ºC), outubro/05

(32,5ºC), enquanto que os menores valores (médias das mínimas) estiveram compreendidos

entre os meses de junho/05 (16,6ºC), julho/05 e agosto/05 (18,4ºC). A maior temperatura do

ar foi registrada no mês de fevereiro/05, com valor de 32,6ºC.

111

jan. fev. mar. abr. mai. jun. jul. ago. set. out. nov. dez. jan. fev. mar. abr.

0

30

60

90

120

150

180

210

240

270

jan. fev. mar.abr. mai. jun. jul. ago. set. out. nov.dez. jan. fev. mar. abr.10

15

20

25

30

35

40

2006

Temp. mínima média Temp. média Temp. máxima média

Tem

pera

tura

(ºC

)

Período2005

Precipitação

Pre

cipi

taçã

o m

ensa

l (m

m)

Figura 2. Médias mensais de temperaturas médias e precipitação pluviométrica da

região do reservatório de São Simão, no período de março, junho, setembro e dezembro/05 a

fevereiro, maio, agosto e outubro/06.

O vento é um dos elementos componentes mais importantes do tempo, também um

fator que modifica outros componentes, importantes no transporte de calor e umidade, e

responsável pelas mudanças que se processam no tempo.

Observando a Figura 3, dos dados médios mensais, em geral o vento não ultrapassa 2

km.h -1, com predomínio do vento SW com uma pequena tendência para o norte, considerado

quase calmo segundo a escala de Beaufort. Porém, na Figura 4 observa-se ventos esporádicos

que ocorreram em intensidades até 8 km.h -1 considerado moderado e com diferentes direções,

incluindo SW. Neste trabalho não foi medida a atividade do vento, mas sabe-se que a

heterogeneidade espacial por várias características limnológicas pode ser relacionada com a

velocidade e direção do vento no momento ou precedente ao dia de amostragem.

112

Figura 3. Direção e velocidade média mensal do vento de 3 de março de 2005 a 19 de abril de

2006.

Figura 4. Direção e velocidade média diária do vento de 3 de março de 2005 a 19 de abril de

2006.

3.2 Parâmetros Físico-Químicos da Coluna D’água

Os resultados obtidos dos valores das variáveis físicas, químicas e biológicas no

reservatório de São Simão estão apresentados a seguir:

A temperatura, oxigênio dissolvido, condutividade elétrica pH são apresentadas em

perfil com medições a cada meio metro ou um metro desde a superfície até o fundo

dependendo do cabo de suspensão do aparelho. De acordo com estas figuras, os valores

obtidos durante o estudo, para a variação da temperatura da água, oscilaram entre um valor

mínimo de 22,3 ºC, obtida na profundidade de 35m da estação CO2 (Figura 10), coleta de 8 a

9/08/06, a um valor máximo de 30,3 ºC, registrado até na profundidade de 2m na estação CO2

113

da coleta de 7 e 8/02/06 (Figura 8). A maioria das estações de coleta, a temperatura diminuiu

gradualmente com a profundidade e mostraram perfis pouco variáveis durante o período de

estudo.

Os valores registrados mantiveram um padrão de isotermia, com poucos casos de

microestratificação térmica observada em algumas estações de coleta, setembro de 2005

(Figura 6) e maio de 2006 (Figura 9), sendo comum a formação de gradientes suaves, sem

uma termoclina acentuada. Em geral, a temperatura da água registrada entre as estações

apresentou um padrão temporal, com os maiores valores compreendidos nos meses de chuvas

(estação quente: dezembro, fevereiro e março), enquanto que menores estiveram associados

aos meses de seca (período de estação fria: maio, junho, agosto, setembro e outubro). A

menor amplitude de variação da temperatura da água durante a ocasião das coletas foi

observada na estação CO6, em junho de 2005, em toda a coluna d’água (Figura 5).

Os perfis verticais de oxigênio dissolvido na coluna d’água, entre as oito estações,

não mostraram uma variação temporal definida durante o período de coleta. Foi observado,

em algumas coletas, um aumento gradativo nas concentrações superficiais de oxigênio.

Ocorreu um padrão de estratificação de oxigênio na coluna d’água, com concentrações

decrescentes em relação à profundidade, com os maiores valores na superfície ou

subsuperfície, e os menores valores nas camadas mais profundas. Perfis de estratificação do

oxigênio na coluna d’água foram mais evidentes na estação CO2 da coleta de 7 a 8/09/05

(Figura 6). Perfis mais homogêneos foram mais comuns nas estações de coleta,

principalmente nas estações CO2, CO6: 7 a 8/9/05 (Figura 6), CO2 e CO6: 18 a 19/12/05

(Figura 7) e CO2 de 8 a 9/8/06 (Figura 10).

As concentrações de oxigênio dissolvido na coluna d’água apresentaram variações

acentuadas entre seus valores, tendo sido obtidas na superfície concentrações mínimas

próximas de 6 (Figuras 5 e 6), e concentrações máximas próximas a 10 mgO2.L-1 (Figura 6).

Os perfis de condutividade elétrica da água mostraram um padrão homogêneo em

seus valores na coluna d’água, para a maioria das estações de coleta durante o período de

estudo. Os valores registrados de condutividade elétrica nas estações de coleta foram maiores

nos meses marcados por chuvas (fevereiro a março), enquanto menores valores foram

constatados no período de seca (agosto a outubro), exceção para as coletas realizadas durante

os meses de setembro/05 quando baixos valores foram registrados e maio de 2006, também

quando altos valores de condutividade foram registrados.

Os valores obtidos para o pH, nas oito estações de coleta não demonstraram grandes

variações espaço-temporais entre os seus valores, durante o período de estudo. Foi constatado

114

que os valores registrados de pH nas estações coletadas indicaram uma condição levemente

neutra na superfície ou subsuperfície da coluna d’água, próximo ou acima de 7, com

mudanças para condições muito ligeiramente ácidas nas profundidades do ambiente, como foi

encontrado um pH ácido na coleta de março/05 na estação CO2.

Condições ácidas de pH predominaram na estação CO2 com valor mínimo de 5,4.

Condição básica com máximo de 7,64 da estação CO6 predominou nas coletas de outono e

primavera de 2005. Uma tendência de aumento ou constância do pH foi observada em função

da profundidade, sendo a principal variação entre 1 a 4 de profundidade em até 1,6 unidades,

e com a proximidade do fundo houve em geral um decréscimo dos valores, o que pode ser

indício da ocorrência de respiração anaeróbica.

22 24 26 28 30 3230

25

20

15

10

5

04 6 8 10 12 0 2 4 6 8 10

C-02;2 e 3/03/05

Pro

f. (

m)

Temperatura (ºC)

C-02;2 e 3/03/05

25 30 35 40 45 50 55 60 6530

25

20

15

10

5

0

Pro

f. (m

)

Cond. (µS/cm)

OD (mgO2/L) pH

22 24 26 28 30 3230

25

20

15

10

5

04 6 8 10 12 0 2 4 6 8 10

C-026 e 7/06/05

Pro

f. (

m)

Temperatura (ºC)

C-026 e 7/06/05

25 30 35 40 45 50 55 60 6530

25

20

15

10

5

0

Pro

f. (m

)

Cond. (µS/cm)

OD (mgO2/L) pH

115

22 24 26 28 30 3230

25

20

15

10

5

04 6 8 10 12 0 2 4 6 8 10

C-066 e 7/06/05

Pro

f. (

m)

Temperatura (ºC)

C-066 e 7/06/05

25 30 35 40 45 50 55 60 6530

25

20

15

10

5

0

Pro

f. (m

)

Cond. (µS/cm)

OD (mgO

2/L) pH

Figura 5. Perfis de temperatura (), condutividade ( ), oxigênio dissolvido ( ) e pH ( ).

22 24 26 28 30 3230

25

20

15

10

5

04 6 8 10 12 0 2 4 6 8 10

C-027 e 8/09/05

Pro

f. (m

)

Temperatura (ºC)

C-027 e 8/09/05

25 30 35 40 45 50 55 60 6530

25

20

15

10

5

0

Pro

f. (

m)

Cond. (µS/cm)

OD (mgO2/L) pH

22 24 26 28 30 3230

25

20

15

10

5

04 6 8 10 12 0 2 4 6 8 10

C-067 e 8/09/05

Pro

f. (m

)

Temperatura (ºC)

C-067 e 8/09/05

25 30 35 40 45 50 55 60 6530

25

20

15

10

5

0

Pro

f. (

m)

Cond. (µS/cm)

OD (mgO2/L) pH

Figura 6. Perfis de temperatura (), condutividade ( ), oxigênio dissolvido ( ) e pH ( ).

116

22 24 26 28 30 3230

25

20

15

10

5

04 6 8 10 12 0 2 4 6 8 10

C-0218 e 19/12/05

Pro

f. (m

)

Temperatura (ºC)

C-0218 e 19/12/05

25 30 35 40 45 50 55 60 6530

25

20

15

10

5

0

Pro

f. (m

)

Cond. (µS/cm)

OD (mgO

2/L) pH

22 24 26 28 30 3230

25

20

15

10

5

04 6 8 10 12 0 2 4 6 8 10

C-0618 e 19/12/05

Pro

f. (m

)

Temperatura (ºC)

C-0618 e 19/12/05

25 30 35 40 45 50 55 60 6530

25

20

15

10

5

0

Pro

f. (m

)

Cond. (µS/cm)

OD (mgO2/L) pH

Figura 7. Perfis de temperatura (), condutividade ( ), oxigênio dissolvido ( ) e pH ( ).

117

22 24 26 28 30 3230

25

20

15

10

5

04 6 8 10 12 0 2 4 6 8 10

C-027 e 8/02/06

Pro

f. (

m)

Temperatura (ºC)

C-027 e 8/02/06

25 30 35 40 45 50 55 60 6530

25

20

15

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5

0

Pro

f. (m

)

Cond. (µS/cm)

OD (mgO

2/L) pH

22 24 26 28 30 3230

25

20

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10

5

04 6 8 10 12 0 2 4 6 8 10

C-067 e 8/02/06

Pro

f. (m

)

Temperatura (ºC)

C-067 e 8/02/06

25 30 35 40 45 50 55 60 6530

25

20

15

10

5

0

Pro

f. (

m)

Cond. (µS/cm)

OD (mgO2/L) pH

Figura 8. Perfis de temperatura (), condutividade ( ), oxigênio dissolvido ( ) e pH ( ).

22 24 26 28 30 3235

30

25

20

15

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5

04 6 8 10 12 0 2 4 6 8 10

C-023 e 4/05/06

Pro

f. (m

)

Temperatura (ºC)

C-023 e 4/05/06

25 30 35 40 45 50 55 60 6535

30

25

20

15

10

5

0

Pro

f. (

m)

Cond. (µS/cm)

OD (mgO2/L) pH

118

22 24 26 28 30 3230

25

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10

5

04 6 8 10 12 0 2 4 6 8 10

C-063 e 4/05/06

Pro

f. (

m)

Temperatura (ºC)

C-063 e 4/05/06

25 30 35 40 45 50 55 60 6530

25

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5

0

Pro

f. (m

)

Cond. (µS/cm)

OD (mgO

2/L) pH

Figura 9. Perfis de temperatura (), condutividade ( ), oxigênio dissolvido ( ) e pH ( ).

22 24 26 28 30 3235

30

25

20

15

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5

04 6 8 10 12 0 2 4 6 8 10

C-028 e 9/08/06

Pro

f. (m

)

Temperatura (ºC)

C-028 e 9/08/06

25 30 35 40 45 50 55 60 6535

30

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5

0

Pro

f. (

m)

Cond. (µS/cm)

OD (mgO2/L) pH

Figura 10. Perfis de temperatura (), condutividade ( ), oxigênio dissolvido ( ) e pH ( ).

22 24 26 28 30 3230

25

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5

04 6 8 10 12 0 2 4 6 8 10

C-0224 e 25/10/06

Pro

f. (m

)

Temperatura (ºC)

C-0224 e 25/10/06

25 30 35 40 45 50 55 60 6530

25

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0

Pro

f. (

m)

Cond. (µS/cm)

OD (mgO2/L) pH

119

22 24 26 28 30 3230

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5

04 6 8 10 12 0 2 4 6 8 10

C-0624 e 25/10/06

Pro

f. (

m)

Temperatura (ºC)

C-0624 e 25/10/06

25 30 35 40 45 50 55 60 6530

25

20

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10

5

0

Pro

f. (m

)

Cond. (µS/cm)

OD (mgO

2/L) pH

Figura 11. Perfis de temperatura (), condutividade (), oxigênio dissolvido ( ) e pH ( ).

3.3 Nutrientes no Reservatório de São Simão

3.3.1 Séries nitrogenadas

Entre os resultados obtidos para a série nitrogenada inorgânica, as concentrações de

nitrito, amônio e nitrato mostraram seus maiores valores nas estações CO9 e CO4, durante o

período de estudo (Figura 12, 13 e 14). Os menores valores para nitrito foram observados na

estação CO2, em junho de 2005, principalmente no período de transição da estação chuvosa

para seca (dezembro/05 e fevereiro/06), (tendo mostrado variações espacial) e temporal em

suas concentrações ao longo do período de estudo. Foi constatada uma redução nos valores da

série nitrogenada no sentido da estação CO10, CO1, CO8, CO4, CO2 em direção ao CO9.

As concentrações de nitrito, embora tenham se apresentados bem inferiores, em

relação ao amônio e nitrato inorgânico, foram relativamente elevadas em algumas ocasiões,

como as observadas nas coletas de outubro/06, com destaque para a estação CO9 (máximo de

12,24 µg L-1). As menores concentrações foram registradas na estação CO5, com destaque

para a estação CO2, em junho de 2005, que apresentou o valor mínimo de 0,54µg L-1 (Figura

12).

Os valores registrados para o nitrato, em setembro/05 foram bem inferiores aos

registrados em março/05 e no ano de 2006. As maiores concentrações de nitrato ocorreram

logo na primeira coleta de março de 2005 (CO5 – 158,23µg L-1) e depois novamente em

fevereiro/06. Todos os resultados desta variável estão apresentados na Figura 13.

120

Os menores valores registrados de nitrato limitaram-se às três estações de coleta

CO9, CO10 e CO8, com destaque para as concentrações verificadas na estação de coleta CO9,

em março de 2005, que obteve o valor mínimo de 14 µg L-1.

As concentrações do íon amônio, registradas nas estações de coleta, apresentaram

oscilações entre seus valores durante o período de estudo e entre as estações. As maiores

concentrações desse nutriente foram registradas em duas estações de coleta CO1 e CO8,

destacando-se a CO8, em fevereiro de 2006 (43,91µgL-1, Figura 14). As menores

concentrações de amônio, de modo geral, foram registrados nas estações de coleta CO5 e

CO8, principalmente na estação CO4, em agosto de 2006 (2,69µgL-1). A distribuição

temporal do íon amônio não seguiu um padrão definido durante o período de estudo, tendo

sido observada apenas uma tendência de ocorrência de maiores valores nas estações em

fevereiro e maio de 2006 (Figura 14).

Figura 12. Concentração de nitrito na coluna d’água nas estações de coleta do

reservatório de São Simão, durante o período de estudo na profundidade do Secchi.

121

Figura 13. Concentrações de nitrato na coluna d’água nas estações de coleta no

reservatório de São Simão, durante o período de estudo na profundidade do Secchi.

Figura 14. Concentração de amônio na coluna d’água nas estações de coleta do

reservatório de São Simão, durante o período de estudo na profundidade do Secchi.

122

3.3.2. Fósforo total e dissolvido

Os resultados relativos ao fósforo solúvel, embora não tenha sido freqüentemente

detectado, mostraram uma variação espaço-temporal entre seus valores nas estações de coleta.

Foi observado que as maiores concentrações desse nutriente ocorreram nas estações de coleta

CO6 e CO8, durante os meses de chuva (fevereiro de 2006) com 26,51µgL-1 e 28,86µgL-1 e

em outubro de 2006 com 29,65µgL-1. Enquanto durante períodos de seca (junho/05 e

agosto/06) foram registrados valores inferiores de até 0,15µgL-1 na estação CO6 e de

0,93µgL-1 nas estações CO1 e CO2. Todos os resultados obtidos estão apresentados na Figura

15.

As concentrações de fósforo total apresentaram variações expressivas entre seus

valores ao longo do período do estudo. Os maiores valores foram encontrados nas estações

CO9, CO8 e CO5, durante os meses marcados por chuvas na região, principalmente na

estação de coleta CO8, em dezembro/05, fevereiro e outubro de 2006, quando foram medidos

valores de 78,87; 63,68 e 54,75µgL-1. Os menores valores de fósforo total ocorreram nas

estações de coleta CO1 e CO2, em outubro de 2006, com valor de 2,48µgL-1 (Figura 15).

Figura 15. Fósforo solúvel da água das estações de coleta, durante o período de

estudo.

123

Figura 16. Fósforo total da água das estações de coleta, durante o período de estudo.

3.3.3 Análise da razão N/P no reservatório

O resultado referente à análise conjunta entre a razão N/P encontrados nas amostras

coletadas do reservatório de São Simão estão apresentados na Figura 16. Os resultados

mostraram uma variabilidade espacial ao longo do período de estudo. De modo geral, foram

observadas amplas oscilações ao longo do período de estudo e não foi detectada uma relação

inversamente proporcional entre si em todas as estações de coleta. A razão N/P apresentou

seus maiores valores na estação CO6 com 250,08µgL-1 em dezembro de 2005 (Figura 16). Na

mesma Figura observa-se que todas as estações tiveram uma relação N/P positiva. Os

menores valores encontrados para esta razão estiveram associados aos meses de chuva

(maio/06 e outubro/06), sugerindo uma entrada de fósforo neste período. A menor variação

entre os valores desta razão foi observada em outubro de 2006, na estação CO9, com valores

oscilando entre 4,25µgL-1 (Figura 16).

124

mar.05 jun.05 set.05 dez.05 fev. 06 mai.06 ago.06 out.060

50

100

150

200

250

Raz

ão N

/ P

Período (mês)

CO1 C O2 CO4 CO5 CO6 CO8 CO9 CO10

Figura 17. Valores calculados entre a razão N/P da água nas estações de coleta no

reservatório de São Simão durante o período de estudo

3.3.4 Índice de estado trófico no reservatório

Na Figura 17 é apresentada a variação temporal do índice de Carlson (1977)

modificado, para o reservatório de São Simão. Examinando os gráficos, nota-se que todas as

estações de coleta apresentaram oscilações do seu estado trófico ao longo do período do

estudo.

Os valores do índice do estado trófico calculado para cada variável (Secchi, clorofila-

a, fósforo total e fósforo solúvel) e para cada amostragem e trimestralmente, podem ser

observados na Figura 17. Os valores médios de IET, ou seja, média das variáveis acima

citadas que entram no cálculo de determinação do grau de trofia do ambiente, indicam que

para ambos os períodos de amostragem, 62,5% desses períodos amostrados classificaram-se

como oligotróficos e apenas 37,5% como mesotróficos, como amostrado na Figura 17.

Entretanto, na mesma Figura 17, nota-se que a média de todas as estações de coleta

apresentaram oscilações do seu estado trófico ao longo do período do estudo.

Alguns períodos mostraram algumas semelhanças. Com exceção do IET para a

clorofila-a e fósforo solúvel, que apresentaram condições oligotróficas entre fevereiro e maio

de 2006, todos os demais mostraram condições mesotróficas. Em relação à primeira coleta,

março de 2005, o reservatório apresentou condição mesotrófica para todos os parâmetros

125

analisados. Em relação ao terceiro gráfico, nota-se que entre junho e final de dezembro de

2005 ocorreu uma redução acentuada do seu nível trófico para condições oligotróficas em

relação ao fósforo total.

Analisando os resultados do índice de estado trófico para a transparência da água de

todas as estações ao longo do período de estudo, foram constatadas variações espaço-

temporais entre os valores. De uma forma geral, foi registrada uma condição oligotrófica nas

coletas de junho a dezembro de 2005 e de agosto a outubro de 2006, enquanto a condição

mesotrófica de fevereiro ao mês maio de 2006, período de seca, Já o índice de estado trófico

para o parâmetro clorofila-a manteve-se como oligotrófico durante grande parte do período de

estudo, com tendência a mesotrofia em março/05, dezembro/05 e fevereiro/06.

Para fósforo total, os resultados do índice apresentaram maiores valores, quando

comparados aos obtidos para Secchi, clorofila-a e fósforo solúvel (Figura 17). No entanto,

teve uma redução bastante acentuada no índice no período entre março a dezembro de 2005.

O ínidice de estado trófico médio de Toledo et al. (1983), apresentou resultados com

um padrão temporal alternando o estado trófico da água de mesotrófico para oligotrófico e

deste novamente para mesotrófico, e de mesotrófico para oligotrófico até a última coleta.

126

mar.05 jun.05 set.05 dez.05 fev.06 mai.06 ago.06 out.06

20

30

40

50

60

OM

IET médio

Clorofila-a

Data

Índi

ce d

o es

tado

tróf

ico

mar.05 jun.05 set.05 dez.05 fev.06 mai.06 ago.06 out.06

20

30

40

50

60

Fósforo solúvel

mar.05 jun.05 set.05 dez.05 fev.06 mai.06 ago.06 out.06

20

30

40

50

60

E

O

M

E

mar.05 jun.05 set.05 dez.05 fev.06 mai.06 ago.06 out.06

20

30

40

50

60

E

O

M

OM

E

Fósforo total

Figura 18. Valores dos índices de estado trófico para clorofila-a, fósforo total, fósforo solúvel

e o índice de estado trófico médio (Toledo et al., 1983) no reservatório. As categorias estão

representadas pelas letras O (oligotrofia, < 44), M (mesotrofia, >44 e <54) e E (eutrofia, >54).

127

3.3.5 Variáveis biológicas

3.3.5.1 Concentrações de clorofila-a no reservatório

Os resultados obtidos para as concentrações de clorofila-a nas amostras do

reservatório estão apresentados na Figura 19. Os valores mostraram que as concentrações não

foram muito elevadas, sendo em geral sempre abaixo de 12µgL-1. As maiores e menores

concentrações ocorreram durante o período de chuva, principalmente nas estação CO1, CO2 e

CO8 em março de 2005 e outubro de 2006 (14,31µgL-1, 12,83µgL-1 e 0,18µgL-1 ),

respectivamente. Foram observados logo no inicio da coleta, março de 2005, maiores valores

até ao máximo de 14,31µgL-1, com uma redução em setembro e uma estabilização de

fevereiro/06 até o final do nosso período de coleta (Figura 19).

Figura 19. Variação das concentrações de clorofila-a nas estações de coleta

3.3.6 Biovolume relativo (%) de células das cianobactérias

O biovolume relativo de cianobactérias com relação o biovolume de fitoplâncton

total está representado na Figura 20. Os resultados da contagem de algas mostraram a

presença dominante do gênero Microcystis, com algumas ocorrências de Anabaena (Giani,

2007) em todos os períodos de dominância de cianobactérias no fitoplâncton total (dados não

apresentados).

128

Durante o ciclo bi-anual de coletas foi verificada uma variação espaço-temporal no

biovolume tanto do fitoplâncton total como especificamente das cianobactérias, ao longo do

período de estudo. O biovolume do fitoplâncton total teve uma oscilação em todas as estações

de coleta, com valores que atingiram até 100% e apresentaram mínimos de 0,87, e 0,92 %

respectivamente. Porém, o biovolume de cianobactérias variou entre um máximo de 55,75

µm³L-1 e mínimo de 0,004µm³L-1 e entre um máximo de 1149,83µm³L-1 e um mínimo de

0,01% nas estações CO8 e CO9 respectivamente. Constatou-se que, na maioria das estações

de coleta, a classe Cyanophyceae foi a mais abundante pelo menos em cinco das oito

campanhas de coleta, representando entre 51,49% a 99,99% do fitoplâncton total.

Em maio de 2006, o maior biovolume relativo de cianobactérias ocorreu na estação

CO6, com 99,99%, para a classe Cyanophyceae. O menor biovolume relativo foi de 51,49%.

Nesta última estação, nas últimas quatro coletas quase as cianobactérias desapareceram

(Figura 20).

A classe Cyanophyceae foi bem representada no mês de fevereiro nas estações CO1,

CO2, CO5, CO6 e CO9, quatro das quais cianobactérias já tinham sido encontradas desde a

primeira coleta de março de 2005 (Figura 20).

129

2-3/3/05 8/6/05 9/9/05 20/12/05 8/2/06 5/5/06 8/8/06 25/10/060

255075

100

Bio

volu

me

(103 µ

m3 L

-1 e

m %

)

Tempo (dia)

2-3/3/05 8/6/05 9/9/05 20/12/05 8/2/06 5/5/06 8/8/06 25/10/060

255075

100

2-3/3/05 8/6/05 9/9/05 20/12/05 8/2/06 5/5/06 8/8/06 25/10/060

255075

100

2-3/3/05 8/6/05 9/9/05 20/12/05 8/2/06 5/5/06 8/8/06 25/10/060

255075

100

2-3/3/05 8/6/05 9/9/05 20/12/05 8/2/06 5/5/06 8/8/06 25/10/060

255075

100

2-3/3/05 8/6/05 9/9/05 20/12/05 8/2/06 5/5/06 8/8/06 25/10/060

255075

100

2-3/3/05 8/6/05 9/9/05 20/12/05 8/2/06 5/5/06 8/8/06 25/10/060

255075

100

C-05

C-04

C-02

2-3/3/05 8/6/05 9/9/05 20/12/05 8/2/06 5/5/06 8/8/06 25/10/060

255075

100

C-01

C-10

C-09

C-08

C-06

Figura 20. Porcentagem de cianobactérias, relativa ao biovolume total de espécies

fitoplanctônicas durante o período de estudo.

130

4 Discussão

Os reservatórios funcionam, ao interceptar o fluxo de água de um rio, como coletores

de eventos, proporcionando informações fundamentais sobre as bacias hidrográficas.

Constituem importantes centros de convergência das várias atividades desenvolvidas na bacia

hidrográfica, inclusive de seus usos e aspectos sócio-econômicos. Além disso, as informações

introduzidas no reservatório, como a entrada de materiais em suspensão, nutrientes, poluentes,

entre outros, interferem nos processos de organização das comunidades planctônica, perifítica

e píscicola, bem como na composição química da água e do sedimento.

Para Klug & Tiedje (1993), o aumento de material alóctone, a comunidade

fitoplanctônica, constituída de assembléias de espécies e apresentam características

morfológicas e fisiológicas muito diferentes, com respostas diferentes cuja organização é uma

componente essencial para a compreensão do funcionamento de um ecossistema (Segundo

Karr (1991), o conhecimento da composição taxonômica dos grupos constitui uma fonte de

informação necessária para diagnose e avaliação de poluição (Descy & Coste, 1990). Com

efeito, esta composição taxonômica de comunidades fitoplanctônicas permite estabelecer

verdadeiras ferramentas de diagnose e de avaliação ambiental, capaz de fornecer dados sobre

a caracterização ou tipificação de um corpo d’água, como a eutrofização (Descy & Coste,

1990). Segundo Margalef (1983), os ambientes eutróficos apresentam menor diversidade

fitoplanctônica e com dominância de poucas espécies.

Na dinâmica dos grupos fitoplanctônicos estabelecidos, segundo Reynolds & Walsby

(1975), Margalef (1978), Reynolds (1984) e Harris & Trimbee (1986) o fator ambiental físico

determinante do crescimento das cianobactérias, e que pode inclusive superar o efeito dos

nutrientes, é a turbulência ou, alternativamente expressado, a estabilidade da coluna d’água.

Para Reynolds & Walsby (1975), uma coluna d’água estável é o fator de máxima importância

no desenvolvimento de “blooms” de cianobactérias em geral. Nestes casos, as cianobactérias

são consideradas capazes de dominar e alcançar elevadas biomassas, mesmo se o suplemento

de nutrientes for baixo (< 15–20µgP.L-1).

As cianobactérias são organismos comuns em todos os tipos de climas e em todas

estações do ano, e sua habilidade de armazenar fósforo como polifosfatos e de fixar nitrogênio

atmosférico permite-lhes sobreviver em águas de diferentes estados tróficos e manter

crescimento mesmo durante os períodos de limitação desses nutrientes (Paerl, 1988). Por isso,

não necessariamente são indicadoras de condições eutróficas, já que lagos comparativamente

pobres em nutrientes apresentaram densas populações de Oscillatoria e Aphanizomenon.

131

Do contrário, existem habitats aquáticos ricos em nutrientes nos quais, embora

ocorram vários táxons de cianobactérias, estas são incapazes de deslocar as células das algas

eucariontes apesar dos altos conteúdos de nutrientes nos ambientes (Steinberg & Hartmann,

1988).

Steinberg & Hartmann (op. cit) revisaram e resumiram algumas das características

ecológicas das cianobactérias em quatro condições:

(1) quando a turbulência é pequena, as cianofíceas podem constituir densas

populações; (2) ao contrário, com a turbulência alta ou o padrão de mistura for irregular tanto

no espaço quanto no tempo (como nos rios e demais ambientes lóticos), as cianobactérias

serão deslocadas; (3) na presença de turbulência freqüente ou permanente, mas com

profundidades de mistura menores, ou não muito maiores do que a profundidade da zona

eufótica (como no caso dos lagos rasos não estratificados, eutróficos ou hipereutróficos na sua

maioria), as cianobactérias poderão dominar os estrategistas do tipo r (criptofíceas, algumas

diatomáceas e clorófitas) em determinadas condições que incluem baixas razões N/P (entre

20–30µg.L-1), alta temperatura da água (geralmente maior do que 21ºC), alto pH

(normalmente maior que nove) e baixa disponibilidade de luz e (4) se a turbulência for estável

por longo período de tempo e a profundidade de mistura for grande Zmix/ Zeu > 2–3 m,

conforme Reynolds & Walsby, 1975), porém, não maior do que 10–15m, as cianobactérias

tolerantes à turbulência e especialmente espécies de Oscillatoria serão capazes de se adaptar

(Reynolds, 1984).

De acordo com Zohary & Robarts (1989); Bormans et al. (1997); Brookes et al.

(1999); Nakano et al. (2001), a estratificação térmica e a mistura da coluna d’água

desempenham um papel fundamental como fatores responsáveis pela origem de florações de

cianobactérias. Além de elas tirarem vantagem da estratificação, por se acumularem na

superfície, por causa desta acumulação, elas modificam o seu ambiente de maneira a manter

as condições assegurando a sua posição dominante (Vincent, 1989). Por exemplo, as

cianobactérias extenuam pela fotossíntese as reservas CO2 provocando um aumento do pH

(Shapiro 1997) e reduzem a quantidade de luz disponível nas camadas subjacentes (Scheffer

et al. 1997).

O período de estudo 2005 e 2006, com base na análise dos dados de precipitação

pluviométrica, obtidos na estação meteorológica da CEMIG em São Simão, apresentou

características climáticas bem distintas, ou seja, um período caracterizado por menores

valores de precipitação e temperatura, o período das chuvas e outro das secas. Segundo

Köppen, nas regiões tropicais o clima é classificado com CWA, ou seja, o período de verão

132

apresenta temperaturas e índices pluviométricos mais elevados, enquanto que o período de

inverno apresenta temperaturas mais baixas e menores índices pluviométricos.

Os valores das temperaturas do ar no período considerado também mantiveram uma

tendência sazonal, com os maiores valores médios compreendidos nos meses de verão e os

menores valores médios associados aos meses de inverno.

O período de 2005 a 19 de abril de 2006 do presente trabalho mostrou 256 mm como

valor máximo médio diário da precipitação em novembro de 2005. De acordo com os critérios

em Niemer (1989), pode-se afirmar que a estação chuvosa ocorreu entre janeiro e março e

novembro a dezembro de 2005 e janeiro a março de 2006. O resto do ano correspondeu a

meses sub-secos (abril, junho, julho) e secos (fevereiro), setembro e outubro), provavelmente

por causa de interrupção drástica das chuvas. Nos trópicos, ocorrem duas estações chuvosas

bem definidas de, aproximadamente, igual duração.

O vento e a precipitação são duas das principais funções de força determinantes do

mecanismo de funcionamento dos ecossistemas aquáticos, uma vez que oscilações na

temperatura da água, turbulência e conseqüente mistura são reguladas por esses fatores. As

interações destas duas principais funções de forças podem causar pequenas variações

meteorológicas observadas no interior do reservatório e tem papel preponderante na

circulação e mistura de massas d’água, no influxo de nutrientes críticos, e das diferenças no

nível da água e afetar a produção da comunidade planctônica (Calijuri & Tundisi, 1990;

Sandes, 1990, 1998).

Segundo Wetzel (1981), o vento proporciona, praticamente, a totalidade da energia

que distribui o calor na massa de água, já que quando as correntes de ar se movimentam

através da interface água/ar, sua força fricional movimenta as águas superficiais, gerando

misturas e correntes proporcionais à intensidade do vento. Além de causar esses tipos de

movimentos, o vento também aumenta as taxas de esfriamento e evaporação na superfície,

especialmente durante os períodos de baixa umidade atmosférica, o que pode ser suficiente

para reduzir a estabilidade térmica e favorecer a mistura profunda (Beadle, 1974).

As condições ambientais, como velocidades elevadas são mais desfavoráveis para o

crescimento do fitoplâncton. A velocidade média do vento durante o período de estudo foi de

1,5m.s-1, não tendo sido observado ventos com tendência ao aumento. Segundo a escala

Anemométrica de Beaufort, todas as intensidades presentemente medidas puderam classificar

os ventos como “brisa leve” (1 a 2m.s-1), ficando evidenciado a predominância de ventos de

sudoeste, ocorridos durante o período de estudo.

133

No reservatório de São Simão, a dominância de ventos marcados de SW pode gerar

um hidrodinamismo pouco marcado e estabilidade d’água, favorecendo o desenvolvimento de

espécies de cianobactérias como C. raciborskii, que não formam blooms de superfície.

Estudos experimentais demonstraram ainda que a temperatura ótima de crescimento de C.

raciborskii é próxima a 30°C, com um crescimento nítido positivo entre 20ºC e 30ºC (Saker

& Griffiths, 2000; Briand et al., 2004). Esta espécie também é caracterizada por uma boa

tolerância à fortes intensidades luminosas (Fabbro & Duivenvoorden, 1996; Dokulil & Mayer,

1996; Briand et al., 2004). Assim, parece que a área central do reservatório onde se localizam

as estações de coleta CO2 e CO6 é uma área homogênea em termos de fatores físicos (que

fatores são esses) que podem controlar a estrutura da comunidade fitoplâncton.

Os perfis de temperatura diminuindo com a profundidade foram quase homogêneos e

não foram observados perfis em que a temperatura diminuiu com a profundidade, em até 5ºC

de diferença, mostrando bastante homogeneidade na coluna.

Os efeitos combinados da ação dos ventos, chuvas, rotinas de operação da barragem

têm sido descritos como possíveis causas da mistura da coluna d’água em reservatórios. Em

São Simão isto parece estar ocorrendo.

Diversos estudos têm mostrado que fatores ambientais como condições climáticas,

distribuição geográfica, estabilidade térmica, pH, condutividade elétrica, temperatura,

oxigênio dissolvido, disponibilidade de nutrientes e as inter e intra-relações tróficas dos

organismos com estes fatores representam condicionantes às variações na estrutura e dinâmica

das comunidades fitoplanctônicas (Lund, 1965); Shapiro, 1973, Porter, 1977; Shapiro, 1984;

Reynolds, 1984; Smith, 1986; Padisák et al., 1988; Shapiro, 1990; Reynolds et al., 1993,

Padisák & Reynolds, 1998; Istvánovics et al., 2002; Hwang et al., 2003.

Para a discussão dos parâmetros físico-químicos é importante observar as

características mistas entre os regimes lóticos e lênticos apresentados por um reservatório, que

tem heterogeneidade espacial entre características fluviais, de transição e lacustre,

dependendo principalmente da distância da barragem e regime de vazão (Straskraba &

Tundisi, 2000). De acordo com Lind et al. (1993), a compartimentalização de represas cria

gradientes longitudinais com condições tróficas distintas, sendo a região mais a montante da

represa caracterizada por condições similares à de um rio e com condições mais oligotróficas,

enquanto a área próxima à barragem geralmente apresenta condições mais eutróficas e

características mais semelhantes às de um lago, como pode ser observado no presente estudo

em três estações de coleta (CO8, CO9 e CO10), que se localizam na entrada dos rios.

134

Os perfis de temperatura, concentração de oxigênio dissolvido, condutividade

elétrica e de pH da coluna d’água nas estações de coleta durante o período de estudo

mostraram uma variação sazonal em função da profundidade, ou seja, os menores valores

ocorreram nos meses em que o aquecimento é mínimo, e os maiores quando é máximo o

aquecimento da coluna d’água, geralmente atribuídas na literatura a diferenças da temperatura

ou devido a características de vazão. A localização (um local aberto, afastado das margens e

com correnteza considerável) da estação de coleta provavelmente pode influenciar nesta

variação.

Os perfis de temperatura do presente estudo mostram a completa isotermia da coluna

d’água na maioria das estações de coleta, sendo poucos os casos da presença de estratificação

térmica, embora tenha sido observada à formação de pequeníssimas estratificações em

algumas estações de coleta. Outros perfis de temperatura mostraram uma diminuição com a

profundidade, em até 5ºC de diferença. O efeito combinado da ação dos ventos, chuvas,

rotinas de operação da barragem e entrada alóctone no reservatório têm sido descrito como

possível causa da mistura da coluna d’água de reservatórios.

Em geral, nos perfis físico-químicos deste trabalho não foi constatada nenhuma

estratificação térmica acentuada, sem formação do epilimnio de águas mais quentes e

hipolimnio de águas mais frias que poderiam ser delimitados pelo metalimnio, região com um

decréscimo abrupto de temperatura, maior que 1ºC por metro (Wetzel, 1975, 2001).

Os valores do pH encontrados nas oito amostragens deste estudo estiveram

distribuídos com uma ligeira redução com a profundidade do sedimento em quase todos os

perfis das coletas. Os resultados deste estudo demonstraram condição levemente alcalina na

superfície ou subsuperficie, com tendência a uma condição levemente ácida em profundidades

maiores nas estações de coleta. Segundo Talamoni (1995) baixas flutuações nos valores de pH

sugerem que os corpos d’água têm um eficiente sistema de tamponamento ou acelerada

dinâmica metabólica. O pH é considerado uma importante variável para a dinâmica dos

sistemas aquáticos, pois além de interferir no metabolismo de comunidades aquáticas e na

solubilidade de nutrientes, sofre variações em função dos processos fotossintéticos,

respiratórios e de decomposição (Esteves, 1998). Pereira (2003) e Lima (2004), encontraram

altos valores de pH em alguns reservatórios de São Paulo e correlacionaram este fato à

ocorrência de florações de cianobactérias.

De acordo com Esteves (1998), a redução dos valores de pH durante o período

chuvoso está provavelmente relacionada com o maior aporte de matéria orgânica lixiviada do

solo que, por sua vez, influencia a produção de CO2, conseqüentemente, de HCO3 e outros

135

compostos com características ácidas que são responsáveis pelas variações do pH.

A condutividade elétrica da água representa uma importante variável limnológica,

uma vez que mede a capacidade da água em conduzir corrente elétrica (Welch, 1948; Wetzel

& Likens, 1991), fornecendo informações a respeito do metabolismo do ecossistema aquático

e dos fenômenos que ocorrem na bacia de drenagem (Esteves, 1998). A condutividade reflete

a concentração de minerais na forma iônica e tipo de íons, podendo ser utilizada como

indicador das concentrações de sais minerais na água. A variação da condutividade fornece

indicações sobre o processo de decomposição da matéria orgânica, pois geralmente se verifica

um aumento de valores à medida que este processo é intensificado (Branco, 1986).

Valores de condutividade entre 175-200µS.cm-1 foram considerados normais por

Payne (1986) e com base nesses valores, os medidos no presente trabalho são considerados

bastante baixos, sendo obtido o maior valor de 62µS.cm-1 em setembro de 2005, estação de

coleta CO9 e como o menor valor 29µS.cm-1, em agosto de 2006, na estação de coleta CO10.

Payne (op. cit.) considera que as baixas condutividades são características de águas tropicais

que possuem dureza, concentrações iônicas e materiais em suspensão também baixos.

A temperatura da água é uma outra variável importante na dinâmica dos ambientes

aquáticos, pois influencia no metabolismo das comunidades, bem como pode causar

alterações na estrutura física da coluna d’água, promovendo a circulação ou estratificação da

água e, conseqüentemente, alterando a disponibilidade dos nutrientes (Margalef, 1983;

Esteves, 1988). A termoclina atua como uma barreira à difusão e circulação dos componentes

químicas entre as diferentes camadas de água.

A variação de temperatura da água no reservatório de São Simão revelou um padrão

sazonal, com altas temperaturas registradas na estação de chuva, em decorrência da maior

insolação e presença de partículas em suspensão capazes de absorver energia solar e acumular

calor. As menores temperaturas foram registradas no período de seca na região, caracterizada

por um inverno seco, com chuvas escassas ou ausentes. Embora seja admitido que a variação

da temperatura da água tenha apresentado influência relacionada às mudanças na temperatura

do ar ao longo do estudo, é importante ressaltar que em razão da grande extensão do

reservatório, as coletas foram realizadas em diferentes horários, variando das 8:00 horas às 17

horas. Estes aspectos reforçam a importância da radiação solar e da umidade relativa como

decisivos na variação entre os locais de coleta.

Entre os aspectos limnológicos analisados, certamente a temperatura é o principal

fator a ser considerado, uma vez que este parâmetro influencia as propriedades físicas e

químicas em toda a coluna d’água e, por conseqüência direta ou indiretamente reflete na

136

estrutura das comunidades biológicas (Hutchinson, 1957; Esteves, 1998).

O oxigênio dissolvido na água é um dos fatores mais importantes na dinâmica e na

caracterização dos ecossistemas aquáticos, por influenciar a sobrevivência das comunidades

desses ecossistemas, além de participar de vários processos químicos (Esteves, 1998). O

comportamento das concentrações desta variável é influenciado pela temperatura, que afeta a

solubilidade dos gases na água. Deste modo, o aumento da temperatura, característico dos

meses de verão, reduz a disponibilidade de oxigênio dissolvido nos ambientes aquáticos.

Segundo Esteves (Op. Cit), nos corpos d’água, as principais fontes de oxigênio são as

atividades fotossintéticas do fitoplâncton e macrófitas, a difusão e a turbulência. Por outro

lado, as perdas podem ocorrer pelo consumo da matéria orgânica, perdas para atmosfera,

respiração de organismos aquáticos e oxidação de íons metálicos, como o ferro e o manganês

(Esteves, Op. Cit). Este autor considera ainda que altas concentrações de amônio

influenciariam fortemente a dinâmica do oxigênio, já que para oxidar 1 mg de (NH4-) são

necessários, praticamente, 4,3 mg de oxigênio.

Durante o período de estudo, foram encontradas altas concentrações de oxigênio

dissolvido superficial no reservatório com uma variação de 10,7 mgO2.L-1 na estação de coleta

CO2, em setembro/05, a 5,1 mgO2.L-1 na estação de coleta CO1, em fevereiro/06. Um

destaque maior foi dado para aquelas coletas realizadas durante os meses de chuva, a exemplo

do mês de março de 2005, quando foram verificadas as maiores concentrações deste gás. Este

fato pode estar relacionado as maiores precipitações pluviométricas apresentadas na Figura 2

deste trabalho, as quais promoveram a maior circulação da água no reservatório e também

com a elevada vazão.

Estudos realizados por Townsend (1999), em dois reservatórios na Austrália, um

localizado numa região úmida e o outro numa região seca, demonstraram que, em geral, a

maior concentração de oxigênio dissolvido foi encontrada no lago situado na região úmida,

sendo que a menor concentração registrada deste gás no lago da região seca foi devida,

principalmente ao efeito da temperatura e ao estado trófico do reservatório.

O perfil vertical de distribuição do oxigênio dissolvido durante o período de estudo,

não apresentou situações de estratificação na coluna d’água, com concentrações decrescentes

não robustas deste em relação à profundidade, ou seja, com os maiores valores na superfície e

os menores valores nas camadas mais profundas com uma variação bem pequena. Segundo

Esteves (1998), a formação do gradiente vertical do oxigênio se assemelha à dos gradientes

térmicos, uma vez que a distribuição deste gás está, em parte, associada aos perfis de

temperatura.

137

Os macronutrientes e micronutrientes, tais como NT, N-NO2, N-NH4, N-NO3, PT,

PO4, SiO2, CO2 e Fe também são elementos essenciais indispensáveis ao crescimento da biota

aquática. Particularmente o processo de eutrofização ou enriquecimento nutricional dos

reservatórios de água favorece o crescimento abundante não controlado das microalgas

conduzindo à formação das denominadas florações ou “blooms”. As florações de

cianobactérias adquirem notável, importância quando as espécies responsáveis pelas florações

são produtoras de metabólitos secundários voláteis, que possuem a capacidade de alterar os

caracteres organolépticos da água conferindo odores e sabores desagradáveis. Mais ainda,

quando se trata de espécies de cianobactérias com capacidade de produzir toxinas, as quais

representam um sério risco para a saúde humana e animal.

Os nutrientes intracelulares no fitoplâncton, principalmente P e N, são importantes

componentes celulares diretamente ligados ao armazenamento de energia da célula, como

ATP e GTP. Além disso, o fósforo faz parte da composição de ácidos nucléicos, nucleotídeos,

fosfoproteínas, hormônios, fosfolipídios, várias coenzimas, dentre outros que são despejados

de forma dissolvida ou particulada em lagos, reservatórios e rios (Esteves, 1998).

Os compostos são então transformados em matéria viva pelo metabolismo do

fitoplâncton, podem em excesso provocar a mudança do estado trófico, promovendo a

eutrofização dos ecossistemas aquáticos e, conseqüentemente, ocasionar danos consideráveis

para o meio ambiente. Entretanto, é importante lembrar que na água os elementos que existem

biodisponíveis são formas combinadas desses elementos, como por exemplo, vários tipos de

fosfato (PO4, HPO4, H2PO4) (Snoeyink & Jenkins, 1980). Segundo Esteves (1998), esses

elementos quando presentes em baixas concentrações podem atuar como fatores limitantes da

produtividade primária nos ecossistemas aquáticos, lagos, rios e reservatórios.

O amônio é uma das principais fontes nitrogenada absorvida pelos organismos, como

as cianobactérias (Yunes et al., 1990; Boussiga & Gibson, 1991; Hyenstrand et al.,1998). Os

resultados obtidos para os nutrientes de séries nitrogenadas e fosfatadas, amostrados durante o

período de estudo, revelaram aspectos espaciais e temporais, quais sejam: relativamente o

maior aumento do íon amônio (N-NH4) na estação de coleta CO8 seguida de CO1 nas coletas

de fevereiro e maio de 2006 e foram observados menores valores nas estações CO8 e CO5,

em dezembro de 2005. O aumento da concentração de N-NH4 nas duas estações de coleta

pode ser devida, principalmente, ao aumento da respiração e à decomposição, além do que

simultaneamente à diminuição da concentração de oxigênio dissolvido nas coletas de

fevereiro em torno de 6µg.L-1. Todos os processos de respiração e decomposição da parte

nitrogenada facilitam, segundo Esteves (1998), a amonificação por organismos heterotróficos.

138

Segundo Reynolds (1984) concentrações maiores e “irregulares” de amônio muitas

vezes ocorrem após o colapso das florações de cianobactérias do gênero Microcystis.

Entretanto, baixos valores de amônio podem ser observados em decorrência do aumento na

biomassa do fitoplâncton consumidor.

Estudos realizados por Branco (1991), no Lago Paranoá (Brasília–DF), evidenciaram

concentrações médias relativamente altas de amônio, principalmente em pontos próximos a

zonas de despejos dos efluentes provindos das estações de tratamento de esgotos. No

reservatório de São Simão, os rios são fontes potenciais de entrada de nitrogênio e fósforo,

devido à existência de áreas ribeirinhas ao longo de seus percursos sob a influência antrópica,

nas margens dos rios, incluindo com processos erosivos, as quais contribuem para promover

as alterações físicas, químicas e biológicas de suas águas. Segundo Margalef (1983), com

base na qualidade da água de um rio, pode-se modelar a integridade da bacia hidrográfica e de

reservatório através de equações diferenciais ordinárias e parciais, equações de diferenças e

equações diferenciais com retardamento, levando-se em conta a interação entre os processos

dinâmicos biológicos, químicos e físicos que acontecem ao longo do tempo.

O íon nitrito é a forma oxidada do nitrogênio mais instável podendo passar para

nitrato ou voltar para amônio dependendo das concentrações de oxigênio no meio. Segundo

Bronnark & Hansson (1998), é esperado que seu perfil siga o das concentrações de oxigênio

dissolvido. Através dos resultados do presente trabalho foram observadas situações de

maiores concentrações quase em todas estações de coleta, de março e dezembro de 2005, e em

fevereiro e outubro de 2006, talvez devidas à diminuição da taxa de amonificação nesta coleta

por conta das concentrações relativamente altas de oxigênio. Este fato favoreceria a presença

de valores maiores de nitrato. Sendo registrados menores valores em junho de 2005 em todas

as estações.

Segundo Morris (1980), o nitrito pode começar a ser utilizado como fonte de

nitrogênio a partir do momento em que as concentrações de nitrato são menores do que 1-

2µg.L-1. As baixas concentrações do nitrito nas estações de coleta podem estar relacionadas à

combinação de fatores, como a decomposição da matéria orgânica e os processos de

nitrificação, os quais podem ser explicados pelos perfis de altas concentrações de oxigênio

dissolvido na coluna d’água, em decorrência de uma elevada produtividade fitoplanctônica.

De acordo com Mc Marthy & Goldman (1979) apud Esteves (1988), o nitrito pode ser

139

assimilado pelo fitoplâncton em situações extremas de escassez dos íons amônio ou nitrato,

embora o gasto energético na assimilação deste seja alto, quando comparado ao íon amônio.

O nitrato é uma das fontes nitrogenadas mais utilizadas pelos organismos vegetais e

por espécies de cianobactérias (Yunes et al., 1996), quando não houver a disponibilidade de

amônio no meio aquático, que é a forma preferencial de assimilação dos organismos, devido

ao baixo custo energético (Boussiga & Gibson, 1991, Muro-Pastor & Florêncio, 2004). A

maioria das estações de coleta se mantiveram relativamente homogêneas durante todo o

período de amostragem, podendo ter ocorrido a nitrificação do amônio, a qual seria por sua

vez facilitada pelo oxigênio que ocorreu no fundo. Segundo Wetzel (1981), a diminuição das

concentrações de nitrato pode ser provocada pela assimilação deste nutriente pelos

organismos fotossintetizadores, que pode amplamente superar a entrada do NO3 no sistema ou

formação, até ocasionar em alguns casos a diminuição do nitrato à concentrações nulas ou não

detectáveis.

O fósforo (P) é um elemento chave no crescimento de organismos em todos os

ecossistemas aquáticos. Em geral, o fitoplâncton consome fósforo para satisfazer suas

necessidades nutritivas na forma de HPO4 Evidências recentes sugerem que as bactérias

podem produzir uma fonte adicional de fósforo inorgânico, ao remineralizar compostos

orgânicos específicos que contêm este elemento. Este é considerado o sexto elemento mais

abundante no sistema solar. Também caracterizado como o principal fator da produção e

responsável direto pela eutrofização artificial (Vollenweider, 1968; Wetzel, 1981; Esteves,

1998).

Os resultados obtidos para o fósforo total e sua fração solúvel mostraram o mesmo

padrão descrito para as fontes nitrogenadas. Fósforo total e solúvel apresentaram suas maiores

concentrações entre as coletas de março e dezembro de 2005 e entre fevereiro e outubro de

2006, em todas as estações de coleta e segundo Tundisi (2003) esses valores são comuns em

reservatórios Brasileiros. Os outros períodos de coleta apresentaram-se com os menores

valores. As altas concentrações de fósforo total coincidiram com os meses de chuvas na

região, o que pode ser um reflexo direto da intensificação do aporte de cargas de materiais

alóctones de fontes pontuais e difusas. Pinto-Coelho (2004) menciona que o aumento

expressivo nas concentrações de fósforo no reservatório de São Simão esteve condicionado,

principalmente, ao elevado aporte de nutrientes e os indicadores das atividades agrícolas,

acelerando o processo de transição de estado oligotrófico para mesotrófico.

Diferentes teorias têm sido estabelecidas sobre o sucesso das cianobactérias, uma das

quais é a razão N/P, que neste trabalho apresentou maior valor de 250,08 na estação de coleta

140

CO6 em dez./05 e esta elevada relação pode estar associada aos altos valores registrados para

as fontes nitrogenadas, em especial para o nitrato, quantificadas em todas as estações, e aos

níveis baixos de fósforo solúvel. Os menores valores desta razão foram apresentados nas

estações CO8 e CO10 também estiveram relacionados aos elevados valores das formas

fosfatadas, enquanto concentrações reduzidas das fontes nitrogenadas. Estudos realizados por

Bouvy et al. (2003), em reservatórios localizados no semi-árido do Estado de Pernambuco,

descreveram que valores da razão N/P são fortemente influenciados por eventos climáticos

como indutores de grandes modificações nas estruturas física e química da água no

reservatório, o que, de certa forma, torna-se um importante fator a ser considerado para

mudanças e variabilidade sobre as condições limnológicas em um determinado ecossistema.

O estado trófico de um corpo d’água pode ser determinado de forma muito confiável,

a partir de diferentes critérios, como concentrações de oxigênio dissolvido, dados de

nutrientes, medidas de biomassa (clorofila-a), disco de Secchi, presença de espécies

planctônicas e bentônicas, etc. O uso dos índices de classificação trófica dos corpos d’água

naturais e artificiais, é claramente uma importante e útil ferramenta para organizar o

conhecimento sobre os mecanismos de funcionamento destes ambientes, avaliar os usos da

bacia hidrográfica, assim como para servir de base no desenvolvimento de técnicas para o

manejo e recuperação das áreas degradadas (Lind et al., 1993). No entanto, esta avaliação não

deve ser realizada apenas com uma ou duas destas variáveis, mas sim por meio de um estudo

mais amplo, visto que o ambiente pode apresentar um estado trófico, quando avaliado

segundo um critério, e oligotrófico, quando outro critério for levado em consideração

(Talamoni, 1995).

Os resultados obtidos do índice de estado trófico durante o período de estudo, em

geral, apontam para o reservatório de São Simão como caracterizado oligotrófico à

mesotrófico, e mostrou-se um bom parâmetro para o monitoramento da eutrofização de

reservatórios, já que Pinto-Coelho (2004) havia detectado este mesmo estado de trofia para o

reservatório de São Simão.

Outra importante variável a ser considerada nos ecossistemas aquáticos é a clorofila-

a, a qual representa o principal pigmento responsável pela fotossíntese e o conhecimento de

concentrações pode dar indicativos sobre a biomassa do fitoplâncton presente no ambiente.

Nos últimos anos tem se tornado cada vez mais freqüente a utilização das concentrações da

clorofila-a para expressar a biomassa fitoplanctônica (Esteves, 1998). A determinação da

clorofila-a também constitui uma importante ferramenta para a avaliação do estado trófico dos

ambientes aquáticos.

141

Neste estudo as concentrações de clorofila-a apresentaram os maiores valores entre

os meses de março, junho e dezembro de 2005, período com temperaturas entre 24 a 29,9C,

água predominantemente com pH entre 5 e 7, cujos valores seguem os valores para o

desenvolvimento de florações de cianobactérias descritos por Pearson (1990) e Carmichael

(1994) e Yunes (1998). Condições meteorológicas (ventos de sudoeste de intensidade de brisa

leve) e de alta pluviosidade durante o mês de ocorrência da floração são fatores que

colaboraram para as florações. Os maiores picos e as maiores médias de clorofila-a ocorreram

relativamente em todas as estações de coleta no mês de março de 2005 com os valores

considerados ideais para as cianobactérias por Pearson (1990). Porém, mesmo com todos os

fatores favoráveis ao crescimento, os valores de clorofila-a para o reservatório de São Simão,

foram relativamente baixos. Devido o tamanho pequeno (0,2 m – 2 m), populações de

picofitoplâncton, dominados geralmente por cianobactérias e que também contêm

ficobiliproteinas que formam complexas antenas de captação de luz, às vezes são organismos

que predominam no ambiente (Glover, 1985, Waterbury et al., 1986, Ernst et al., 1992).

Os resultados sobre o biovolume relativo das cianobactérias do reservatório de São

Simão mostraram que, na maioria das estações de coleta, e ao longo de todo o período de

estudo, havia presença e em alguns casos a dominância de cianobactérias, principalmente

representadas pelos gêneros Microcystis, Anabaena, Aphanocapsa, Cyanodictyum,

Epigloeosphaera,Mmerismopedia, Planktothrix, Planctonema, Pseudanabaena, Radiocystis e

Woronichinia (Giani, 2007), com valores sempre superiores a 50% do fitoplâncton total. Para

a estação de coleta CO9 registrou-se uma diminuição drástica nas últimas coletas de agosto e

outubro de 2006, tendo sido observado uma diminuição contínua do biovolume das

cianobactérias, quase ausentes na estação de coleta CO10 a partir da amostragem de fevereiro

até outubro de 2006. Algumas espécies de cianobactérias já tinham sido registradas em

estudos anteriores neste reservatório (Jardim et al., 2001; Pinto-Coelho, 2004). Os demais

períodos de coleta mostraram variação espacial e temporal ao longo do período de estudo. Os

maiores valores médios de biovolume de cianobactérias foram observados nas coletas de

março/05 (99,1µm3L-1) e os menores em dez./05 (0,17µm3L-1)

Como pode ser observado a Figura 20, a diferença entre as amostras de 2005 e 2006

é que foi observada a ausência de florações de cianobactérias em 2006 que começaram a

diminuir após a primeira coleta deste ano. Uma análise do biovolume desse período sugere

que outros grupos do fitoplâncton foram dominantes que outros grupos após o final da

floração de cianobactérias de dezembro de 2005. Neste período não foi possível obter os

dados meteorológicos para relacionar, por exemplo, com precipitação, presença do vento e

142

velocidade de fevereiro a outubro de 2006 e comparar os dados do mesmo período em 2005.

Nakano et al. (2001) observaram em dois anos de estudo em um lago raso, sobre

florações de fitoplâncton que em anos em que as precipitações foram abaixo da média, as

cianobactérias dominavam (e.g. Anabaena, Microcystis), enquanto que o ano seguinte foi

marcado por fortes precipitações e uma dominância por dinoflagelados (Ceratium).

Varis (1988) mostrou que as florações de Aphanizomenon foram sensíveis às

condições presentes na primavera, no que se refere as concentrações em fósforo e nitrogênio,

mas que a resposta em termos de biomassa só foi perceptível no ano seguinte.

Em outro estudo realizado durante 15 anos, Varis (1993) explicou a ausência insólita

de florações de Aphanizomenon durante um ano por um verão excepcionalmente frio. Um

outro estudo salienta a importância das condições meteorológicas (Stauffer, 1982), indicando

que as florações de cianobactérias foram sempre associadas a dias calmos e ensolarado,

precedidos por uma passagem de uma frente fria, concordando com Reynolds & Walsby

(1975). Reynolds (1984) também mostrou que os dinoflagelados podem dominar em lagos

eutrofizados, quando a estabilidade da coluna d’água era baixa. As condições meteorológicas,

assim, têm sido capazes de desempenhar um papel crucial na presença e ausência de florações

de cianobactérias.

De acordo com Calijuri (1999), alterações na composição e abundância da

comunidade fitoplanctônica podem ser provocadas pela variabilidade ambiental que, atuando

com freqüências e intensidades variáveis, pode provocar perturbações que vão então

modificar o caráter qualitativo e quantitativo da biota, selecionando espécies, através de

mecanismos competitivos.

Em dois reservatórios do Nordeste brasileiro Bouvy et al. (1999, 2003)

demonstraram que as mudanças climáticas (como as secas) podem alterar o contexto físico do

ecossistema, criando condições ideais de temperatura e irradiância para a dominância de C.

raciborskii.

Havens et al (2003) observaram através de modelos empíricos, que em ambientes

aquáticos com maior turbidez e menor penetração de luz, cianobactérias não heterocitadas e

não fixadoras seriam dominantes. Uma diminuição da razão N:P favorecia o aparecimento de

cianobactérias fixadoras como Anabaena. Em São Simão, os valores relativamente elevados

de nitrogênio, sob forma de nitrato, provavelmente favoreceram a dominância de Microcystis

sobre os demais gêneros de cianobactérias.

Giani et al (2005) e Rolland et al (2005) observaram a dominância de cianobactérias

em ambientes com aumento do nível de eutrofia, sendo Microcystis o gênero normalmente

143

dominante. Shen & Song (2007) através de estudos experimentais, concluíram que os

indivíduos coloniais do gênero Microcystis teriam uma vantagem com relação a dominância e

persistência no ambiente, graças a habilidade de crescer em condições de flutuações nas

concentrações de fósforo. Estes resultados podem ajudar a explicar o aparecimento e

dominância de Microcystis no reservatório de São Simão, em épocas de florações e maior

crescimento da biomassa algal.

A dominância de cianobactérias em ambientes eutróficos tem sido associada com

uma variedade de fatores ambientais físicos e químicos tais como: baixa turbulência (Ganf,

1974 apud Reynolds, 1987), baixa intensidade luminosa (Zevenboom & Mur, 1980; Smith,

1986), baixa proporção zona eufótica/zona de misturas (Jensen et al., 1994), altas

temperaturas (Shapiro, 1990), baixo CO2/alto pH (King, 1970; Shapiro, 1990; Caraco &

Miller, 1998), altas concentrações de fósforo total (Mcqueen & Lean, 1987; Trimbee &

Prepas, 1987; Watson et al., 1997), baixas concentrações de nitrogênio total (Smith, 1983) e

de nitrogênio inorgânico dissolvido (Blomqvist et al., 1994), armazenamento de fósforo

(Pettersson et al., 1993), têm sido sugeridas na literatura como essenciais para o

desenvolvimento e dominância de florações de cianobactérias. Contudo, devido ao fato das

espécies diferirem em suas características ecológicas, os fatores que promovem uma espécie,

necessariamente não são os mesmos que promovem outras espécies (Oliver & Ganf, 2000).

5. Conclusões

Este estudo abordou o fitoplâncton no reservatório de São Simão com ênfase nas

populações de cianobactérias e cianotoxinas e permitiu tirar as seguintes conclusões:

A ocorrência de florações de populações de cianobactérias e a dominância de poucas

espécies mostraram ser determinada predominantemente pela associação de múltiplos fatores

como valores altos de nutrientes dissolvidos (nitrogênio e fósforo), ventos e temperatura, estes

últimos influenciando a estabilidade da coluna d’água.

As cianobactérias são organismos que em densidades elevadas afetam a qualidade da

água, e em caso de águas de abastecimento esse problema se torna mais grave, uma vez que as

toxinas produzidas por estes organismos podem constituir riscos à saúde humana.

No reservatório de São Simão, o grupo fitoplanctônico mais abundante encontrado

durante o período de estudo foi o das cianobactérias, em todas as estações de coleta. Os

principais gêneros foram Microcystis, Anabaena, Chroococcus, Merismopedia, Planktotrix,

Aphanocapsa, Cyanodictium, Epgloeosphaera, Geitlerinema, Oscillatoria, Phormidium,

144

Planktolyngbya, Pseudanabaena, sendo que alguns deles são tratados na literatura como

biossintetizantes de potentes microcistinas.

Todas as estações de coleta apresentaram na maior parte do ano concentrações

médias de amônio, nitrato, fósforo total e fósforo solúvel superiores às recomendadas como

normais para os corpos de águas doces não contaminados, evidenciando o processo de

aumento da eutrofização destas águas, em regiões próximas às margens de cidades e áreas

agriculturais, confirmando o comprometimento destes locais e levando a ocorrência de

florações e acumulações de cianobactérias.

Apesar disto, o reservatório de São Simão ainda pôde ser considerado oligo-

mesotrófico durante o período deste estudo, embora ficou clara a possibilidade de acumulação

de cianobactérias e conseqüentemente de microcistinas. Brant (2007), em um estudo realizado

no mesmo período e local, encontrou espécies tóxicas de cianobactérias e comprovou a

presença de microcistinas, tendo destacado valores elevados em março 2005.

Os resultados apresentados neste trabalho não foram capazes de evidenciar, de forma

conclusiva, quais fatores bióticos e abióticos foram determinantes para a composição,

distribuição, abundância e ausência das cianobactérias.

145

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Capítulo 2: Crescimento e produção de toxinas de Anabaena circinalis, Cylindrospermopsis raciborskii e Microcystis panniformis sob condições experimentais

Resumo

As florações de algas e cianobactérias são eventos de multiplicação e acumulação desses

organismos de vida livre em ambientes de água doce e marinha, apresentando um aumento

significativo da biomassa de uma ou poucas espécies, em períodos de horas a dias. Embora

estes eventos ocorram naturalmente nos sistemas aquáticos, há evidências no mundo inteiro

de um aumento de proliferação associado às condições de eutrofização dos corpos de água.

No reservatório de São Simão, situado no Rio Paranaíba, na divisa entre Minas Gerais e Goiás

(19°01'05'' S e 50°29'57'' W), florações de cianobactérias já foram registrados em diversas

ocasiões. Em março de 2005 foi iniciado um projeto de monitoramento, em colaboração com

a Companhia Energética de Minas Gerais - CEMIG. Análises das amostras de água

mostraram a ocorrência de dois gêneros de cianobactérias, Anabaena e Microcystis. Clones

monoespecíficas de espécies pertencentes aos dois gêneros (A. circinalis e M. panniformis)

foram isoladas e cultivadas em laboratório. Uma terceira espécie, Cylindrospermopsis

raciborskii, isolada de Lagoa Santa foi utilizada nestes experimentos, por ser considerada uma

espécie potencialmente invasora em diversos ambientes no Brasil e no exterior, e por ainda

não ter aparecido nos sistemas aquáticos do rio Paranaíba. Foram então conduzidos

experimentos em culturas do tipo “batch”, em erlenmeyers de 250mL contendo 100mL de

meio WC, a 20°C sob iluminação fluorescente e com fotoperíodo 12:12 horas. O objetivo foi

o de determinar os efeitos da temperatura e limitação de nitrogênio e fósforo sobre o

crescimento das três espécies. As colônias foram expostas aos seguintes tratamentos: a) 164

µmol, 16,4 µmol, 0 µmol de N-NO3; b) 8,89 µmol, 0,89 µmol e 0,09 µmol de P-PO4; c)

temperatura de 20ºC e 28ºC. Todos os tratamentos foram realizados em triplicata. Os

resultados apontaram para maior habilidade de A. circinalis em crescer em condições de

limitação de nitrogênio. Cylindrospermopsis raciborskii teve um bom desenvolvimento em

elevada temperatura, enquanto Microcystis panniformis mostrou uma diminuição do seu

crescimento à temperatura de 28oC. Os resultados obtidos neste trabalho poderão ser

utilizados para explicar a ocorrência e o desaparecimento das espécies no ambiente natural.

Palavras-chave: Anabaena, Cylindrospermopsis, Microcystis, nitrogênio, fósforo,

temperatura, crescimento.

155

Abstract

Blooms of algae and cyanobacteria are events of multiplication and accumulation of these

organisms in freshwater and marine environments, showing a significant increase in biomass,

of a few species, in a period of times or days or hours. Although these events occur naturally

in aquatic systems, there is evidence of a worldwide increase of proliferation associated with

increased eutrophic conditions of water bodies. In the São Simão reservoir, located in Rio

Paranaíba, between MG/GO (19° 01'05''S and 50° 29'57''W), cyanobacteria blooms have been

recorded on several occasions. In March 2005 a collaboration project with the CEMIG (Power

Supply Company of Minas Gerais) started. Analysis of water samples showed the presence of

two dominant genera of cyanobacteria, Anabaena and Microcystis. Clones of species

belonging to the two genera (Anabaena circinalis, Microcystis panniformis) were isolated and

grown in the laboratory. A third species, Cylindrospermopsis raciborskii, isolated from other

lake, was also used because it is known as a potentially invasive species in several freshwater

environments in Brazil and around the world, and it has not yet been recorded in any aquatic

system along the Paranaíba river. Experiments were performed in batch cultures, in 250 mL

erlenmeyers containing 100 ml of medium WC, at 20 °C under fluorescent light and

photoperiod of 12:12 hours. The objective of this work was to determine the effects of

temperature and nitrogen or phosphorus limitation on the growth of Anabaena circinalis,

Cylindrospermopsis raciborskii and Microcystis panniformis. The species were exposed to the

following treatments: 164 µmol, 16.4 µmol, 0 µmol of N-NO3; 8. 89 µmol, 0.89 µmol and

0.09 µmol de P-PO4; temperature of 20 °C and 28ºC. All treatments were performed in

triplicate. The results pointed to a higher ability of A. circinalis to grow on limiting nitrogen

conditions. Cylindrospermopsis raciborskii was able to grow well at higher temperature.

Opposite to C. raciborskii, Microcystis panniformis showed lower growth at 28ºC. The results

presented in this work may help explaining the seasonal occurrence and the disappearance of

cyanobacteria species in the environment.

Keywords: Anabaena, Cylindrospermopsis, Microcystis, nitrogen, phosphorus, temperature,

growth.

156

1.1 Introdução

A diversificação dos usos, o despejo de resíduos líquidos e sólidos em rios, lagos e

represas, e a destruição das áreas alagadas e das matas galeria, têm produzido a deterioração

continua e sistemática e perdas elevadas da qualidade da água (Tundisi, 2003). A contínua

descarga de efluentes, de atividades agropecuárias e da expansão urbana geram um aumento

da concentração de nutrientes, especialmente o aporte de fósforo e nitrogênio, nos

ecossistemas aquáticos, que tem como conseqüência o aumento de sua produtividade

(Esteves, 1998; Carpenter et al., 1998). O aumento desta eutrofização leva, geralmente, a uma

perda de diversidade e ao crescimento intenso de algumas espécies de algas planctônicas,

formando o que é conhecido como florações. Dentre elas, destaca-se o grupo das

cianobactérias. É freqüente o registro da dominância de cianobactérias em florações em

reservatórios, lagos e lagoas costeiras brasileiras eutrofizadas (Huszar & Silva, 1999;

Komárek, 2003).

Além dos desequilíbrios ecológicos relacionados do ponto de vista de perda de

diversidade e alterações ao longo da cadeia trófica, as florações de cianobactérias representam

um problema para a qualidade de água e têm causado impactos ligados à saúde humana. Um

dos maiores problemas está no fato de que muitas cianobactérias são potencialmente

produtoras de substâncias tóxicas, as cianotoxinas, substâncias hepatotóxicas ou neurotóxicas.

Esses compostos não atingem apenas os organismos aquáticos, mas também animais

terrestres, uma vez que podem ser acumuladas na rede trófica, ocasionando diferentes

sintomas de intoxicação e efeitos crônicos, muitas vezes difíceis de serem diagnosticados

(Bittencourt-Oliveira & Molica, 2003). Segundo Sivonen & Jones (1999) as cianotoxinas

fazem parte das constantes preocupações de várias companhias de abastecimento público de

água de todo mundo.

Respostas fisiológicas de cianobactérias a condições ambientais específicas podem

estimular e desencadear sua floração, mas tais correlações não foram definitivamente

comprovadas por dados de campo. Dentre os gêneros mais freqüentemente observados nas

florações de cianobactérias no Brasil, destacam-se Microcystis, Anabaena e

Cylindrospermopsis, descritos na literatura como potencialmente produtores de toxinas

(Carmichael, 1994). Florações tóxicas desses gêneros já foram registradas em ecossistemas

aquáticos brasileiros (Azevedo & Carmouze, 1994; Bouvy et al., 1999; Magalhães &

Azevedo, 1999).

157

Nitrogênio e fósforo são essenciais ao crescimento de organismos fotossintetizantes,

sendo considerados macronutrientes (Reynolds, 1984). O aumento de fósforo parece

favorecer o crescimento de cianobactérias com relação a outros grupos de organismos (Lee et

al. 2000, Downing et al., 2001, Giani et al., 2005). Os mesmos autores também mostraram

que o efeito do aumento do nitrogênio pode ser importante para explicar o aparecimento de

florações de cianobactérias. Por outro lado, diversas espécies podem ter respostas diferentes a

estes parâmetros.

A disponibilidade de um nutriente para suportar o crescimento é determinada por sua

concentração no ambiente e pela habilidade dos organismos fitoplanctônicos de acumulá-lo

(Riegman & Mur, 1986). Por mais de 50 anos têm sido realizadas investigações a respeito dos

efeitos dos nutrientes (N e P) na abundância e composição do fitoplâncton (Xie et al., 2003).

As respostas do fitoplâncton dependem, entre outros fatores, das adaptações ecofsiológicas.

Neste sentido, estudos experimentais sobre a ecofisiologia do fitoplâncton com culturas de

laboratório são importantes, pois permitem o conhecimento sobre as estratégias e fatores que

estimulam a resposta adaptativa das espécies, tornando as extrapolações para a natureza ainda

mais realista (Zevenboom, 1987).

A razão N:P pode afetar a composição de espécies de lagos de água doce. Smith

(1983) notou que cianobactérias dominaram a população do fitoplâncton em lagos onde esta

razão molar foi mais baixa do que 29. Em lagos eutróficos do Oeste do Canadá, uma duração

curta de baixas razões N:P (1:6) desencadeou o aparecimento de florações de cianobactérias

fixadoras de N2 (Barica, 1994).

Com relação a temperatura, sabemos que regula e controla todo o metabolismo

celular. Todas as espécies possuem suas ótimas de temperatura, e temperaturas mais elevadas

geralmente significam taxas de duplicação mais rápidas, afetando todo o metabolismo celular,

incluindo a absorção de nutriente, até um valor máximo suportado por cada espécie (Goldman

& Carpenter, 1974, Konopka & Brock, 1978).

Neste estudo, foi utilizada uma abordagem experimental em laboratório, e foram

avaliadas certas condições ambientais susceptíveis de estimular uma floração de A. circinalis,

C. raciborskii e M. panniformis, espécies isoladas de amostras provenientes de corpos d’água

em Minas Gerais. Anabaena circinalis (Rabenhorst ex Bornet et Flahault) e Microcystis

panniformis (Komárek et al., 2002) foram isoladas a partir de amostras de água coletadas no

reservatório de São Simão localizado na divisa entre os Estados de Minas Gerais e Goiás

(19º01’05’’ S e 50º29’57’’ W).

158

Foram escolhidas tanto por representarem espécies fitoplanctônicas presentes, e as

vezes até dominantes naquele ambiente, como pelo seu potencial de produção de toxinas.

Cylindrospermopsis raciborskii (Woloszynska) Seenayya et Subba Raju, foi isolada

em Lagoa Santa, lago natural raso situado a 740 m de altitude e localizado na região de

domínio do Cerrado (19º38’ S e 43º53’ W), Estado de Minas Gerais, e foi escolhida por ser

uma espécie conhecida como invasora, capaz de dominar a comunidade fitoplanctônica

(Figueredo et al. 2007). Cylindrospermopsis raciborskii ocupou rapidamente larga área

geográfica, sendo amplamente distribuída (Pádisak, 1997), ocorrendo num grande número de

lagos, reservatórios e rios tropicais e vem se tornando uma das espécies de cianobactérias de

maior interesse, em parte pelo seu potencial de produzir toxinas e formar extensas (Padisák,

1997) em muitos corpos d’água ao redor do mundo (Branco & Senna, 1994; Dokulil &

Mayer, 1996; Chapman & Schelski, 1997; Hawkins et al., 1985; Lagos et al., 1999; Humpage

et al., 2000). Embora tenha sido originalmente observado somente em estudos sistemáticos, e

descrita como uma espécie tropical a subtropical, cada vez mais há evidências de sua presença

em países temperados (Hungria: Tóth & Pádisak, 1986, 1997; Pressing et al., 1996, Borics et

al., 2000; Áustria: Dokulil & Mayer, 1996; França: Coute et al., 1997, Briand et al., 2002 e

Alemanha: Krienitz & Hegewald, 1996, Fastner et al., 2003).

1.2 Hipótese

Qual a importância relativa da disponibilidade de nitrogênio, fósforo e temperatura

para o incremento do crescimento de populações de cianobactérias em ambientes aquáticos

artificiais meso-eutróficos?

A hipótese mais aceita é que o aumento da concentração do nitrogênio e do fósforo,

da redução da razão N:P e da disponibilidade de temperatura, leva ao aumento da biomassa

celular e da densidade de populações de cianobactérias e cada espécie responde de forma

diferente. E o enfoque deste capítulo foi testar essa hipótese examinando em condição

experimental de laboratório com temperatura, nitrogênio e fósforo, para adquirir um

entendimento melhor dessas condições que poderiam ter estimulado o incremento de

Anabaena circinalis, Cylindrospermopsis raciborskii e M. panniformis, isoladas em corpos

d’água do Estado de Minas Gerais: reservatório de São Simão e Lagoa Santa.

159

1.3 Objetivos

Este estudo teve como objetivo avaliar, em condições experimentais de laboratório,

as respostas de A. circinalis, C. raciborskii e M. panniformis a três variáveis ambientais

(temperatura e concentrações de nitrogênio e fósforo) em termos de taxas de crescimento e

produção de cianotoxinas.

2 Material e Métodos

2.1 Espécies de Cianobactérias Escolhidas

Foram selecionadas três linhagens de cianobactérias Anabaena circinalis,

Microcystis panniformis e Cylindrospermopsis raciborskii. Estas espécies foram isoladas e

mantidas em cultivos unialgais e pertencem ao banco de culturas de microalgas e

cianobactérias de água doce do laboratório de Ficologia, do Departamento de Botânica da

UFMG, com os respectivos códigos: A. circinalis (100-Ana c), M. panniformis (99-Mic p) e

C. raciborskii (39-Cil rac).

As coletas foram feitas com rede de plâncton (30 µm) através de arrastos horizontais.

Após a coleta, foi feita a distribuição em tubos de ensaio contendo o meio WC (Guillard &

Lorenzen, 1972), com e/ou sem nitrogênio. Os tubos foram mantidos sob refrigeração durante

a coleta e o transporte até o laboratório.

No laboratório, o isolamento foi feito por meio de lavagens sucessivas das colônias

ou filamentos em meio de cultura WC, com o auxilio de micropipetas e microscópio óptico.

2.2 Descrição das Espécies Escolhidas

Para este trabalho foram desenvolvidos experimentos com as três espécies de

cianobactérias, as quais são descritas a seguir com as respectivas fotos:

- Anabaena circinalis Rabenhorst ex Bornet et Flahault 1888 pertence à divisão

Cyanophyta, classe Cyanophyceae, ordem Nostocales, família Nostocaceae, subfamília

Anabaenoideae e gênero Anabaena.Apresenta tricomas solitários ou emaranhados,

espiralados, sem envelope mucilaginoso ou muito estreitos; espiras regulares ou não, 50-70

µm de diâmetro, 20-30 µm de distância umas das outras, relação diâmetro/distância das

espiras 2-2,5:1; células em forma de barril até esféricas, 6,6-8,2 (9,9) µm de diâmetro; células

160

apicais arredondadas. Os heterocitos e acinetos são células diferenciadas que têm as funções

de fixação de N2 e de esporo de resistência, respectivamente; heterocitos esféricos, 9-10 µm

de diâmetro; acinetos arredondados, 9-10 µm de diâmetro, 14-16 µm de comprimento;

conteúdo celular verde-azulado granuloso, com aerótopos. As populações são encontradas em

águas doces na maioria dos casos, e podem causar “blooms” superficiais, devido a presença

de vacúolos de gases. Também é uma espécie capaz de produzir toxinas. Ocorrência no

Brasil: Plâncton de lagos, tanques, reservatórios e rios.

Anabaena circinalis com heterocito

- A Cyanobacteria Cylindrospermopsis raciborskii (Woloszynska) Seenayya et

Subba Raju (1972) é uma cianofícea filamentosa (Divisão Cyanophyta, Classe

Cyanophyceae), pertencente à ordem Nostocales, à Família Nostocaceae e Gênero

Cylindrospermopsis, tem aumentado sua presença em água doce por todo o mundo.

Esta espécie é de grande importância devido a sua mais conhecida capacidade para

formar florações e produzir um alcalóide hepatotóxico, cilindrospermopsina. A espécie é

caracterizada por apresentar tricomas isopolares, solitários, cilíndricos, retos ou ligeiramente

curvados, estreitos nas extremidades, não ou levemente constritos, (90) 100-160µm de

comprimento, sem envelope mucilaginoso, (1,2) 1,9-3,1 (3,3)µm de diâmetro; células 1-2,3

vezes mais longas que largas, (3,7) 4,3-7(10)µm de comprimento; células apicais cônicas-

arredondadas, cilíndricas-arredondadas, pontiagudas; conteúdo celular verde-azulado,

numerosos aerótopos; heterocitos terminais, solitários, cônico-alongados, arredondados nas

extremidades, 7-9µm de comprimento, 2,5-3µm de largura; acinetos cilíndricos, arredondados

nas extremidades, intercalares, distantes 2-3 células das extremidades, 4-4,3µm de diâmetro,

10-11µm de comprimento. Ocorrência no Brasil: Plâncton de lagos, reservatórios e rios.

Tem habitado diferentes ambientes aquáticos, desde o reservatório oligotrófico

Kareba, no hemisfério sul, a pequenos, rasos e hipereutróficos reservatórios do hemisfério

norte (Padisák, 1997). Independente da latitude, populações de C. raciborskii crescem e

aumentam apenas em águas quentes (>25ºC). Conseqüentemente pode manter grandes

161

populações durante todo o ano, em águas permanentemente quentes, enquanto que sua

presença está restrita a menores períodos em direção às altas latitudes. Assim, em regiões

temperadas ocorre exclusivamente nos períodos mais quentes do ano, sendo sensíveis às

condições meteorológicas (Padisák, 1997).

O aparecimento desta espécie em lagos naturais ou artificiais tem sido

freqüentemente seguido de florações durante as quais há picos de densidade com cerca de

108-109 filamentos.L-1 (Padisák, 1997). A ocorrência de C. raciborskii em ambientes rasos

sem estratificação duradoura foi registrada em ambientes tropicais e subtropicais (Bouvy et

al., 1999; Marinho & Huszar, 2002). A temperatura parece ser o fator mais importante para o

aparecimento e o desenvolvimento da espécie.

Exposição de luz acima de 120-150µmol photons m-2 s-1 foi inibitório para culturas

de C. raciborskii (Shafik et al., 1997). Fotoinibição foi observada numa densidade de fótons

acima de 70-240 µmol photons m-2 s-1 em um lago raso Australiano (Dokulil & Mayer, 1996).

Cylindrospermopsis raciborskii com heterocito

- Microcystis panniformis Komárek et al., 2002, Cryptogamie Algologie 23, pertence

à divisão Cyanophyta, classe Cyanophyceae, ordem Chroococcales, à família Microcystaceae

e gênero Microcystis. Esta espécie foi primeiramente descrita por Komárek apud Sant’Anna.

(2004) e antes dessa descrição, M. panniformis foi provavelmente identificada como M.

aeruginosa. A característica principal dessa espécie é que formam colônias micro ou

macroscópicas, arredondadas, irregulares, alongadas, não clatradas, 51 – 443µm de

comprimento, 31 – 292µm de largura; mucilagem hialina, inconspícua; células esféricas,

densamente arranjadas na colônia, contorno firme ao redor da colônia, (2,7) 3 – 4 (4,6) µm de

diâmetro; conteúdo celular verde-amarronzado, com aerótopos. Ocorrência no Brasil:

Plâncton de tanques eutróficos, lagos e reservatórios.

162

Microcystis panniformis

2.3 Cultivo de Anabaena circinalis, Cylindrospermopsis raciborskii e

Microcystis panniformis

O meio de cultura utilizado foi elaborado a partir do meio WC (Guillard & Lorenzen,

1972) de composição definida proveniente do meio de uso rotineiro no laboratório de

Ficologia da UFMG e amplamente utilizado em experimentos com cianobactérias. As culturas

estoque das três espécies estudadas foram crescidas em erlenmeyers de 250 mL, previamente

autoclavados à 120ºC por 15 minutos, contendo 100 mL de meio WC, hermeticamente

fechados e devidamente etiquetados (Guillard & Lorenzen, 1972), pH 7,2. O cultivo foi

mantido em uma sala climatizada, sobre bancadas, sob condições controladas de laboratório, a

uma temperatura de 20º (±2ºC), com intensidade luminosa constante de (75 µmol photons m-2

s-1; luz branca proveniente de conjunto de lâmpadas fluorescentes de 40 W, posicionadas no

alto das bancadas e regime do fotoperíodo claro/escuro de 12:12 horas), regulado e controlado

por timer.

Antes do início dos experimentos, inóculos iniciais contendo o mesmo número de

tricomas ou colônias foram retiradas das culturas de meio WC completo e adicionados às

culturas experimentais mantidas em meio WC com 164µmolN, 16,4µmolN e 0 µmolN,

8,89µmolP, 0,89µmolP e 0,9µmolP. As culturas tinham sido mantidas por um período de sete

dias para adaptação em cada uma das concentrações acima, com um repique, para assegurar o

equilíbrio do estoque intracelular de nitrogênio e fósforo antes do início dos experimentos. As

concentrações de nitrogênio e fósforo do experimento foram escolhidas de modo abranger

uma faixa ampla, de bem baixas (próximos a zero) até bastante elevadas.

Para o experimento de crescimento, as células foram transferidas para frascos do tipo

erlenmeyer de 250 mL contendo 100 mL do meio WC, e expostas a uma irradiância de 75

µmol photons m-2 s-1 em 20 ºC.

163

Para determinar o efeito da temperatura e da razão N:P sobre o crescimento das

culturas das cepas estudadas, e para manutenção do equilíbrio iônico do meio WC, o NaNO3 e

o KH2PO4 foram substituídos pelas soluções de NaCl e KCl respectivamente, em quantidade

equivalente ao NaNO3 e ao KH2PO4 que foram omitidos como condição limitante. Cada

experimento foi realizado em triplicata e repetido, no mínimo duas vezes.

As células crescidas foram inoculadas aos tratamentos (10 mL) em meio WC

contendo várias razões N:P. Para análise da influência dos fatores ambientais aplicados neste

estudo, as concentrações de nitrogênio e fósforo variaram como apresentado na tabela 1,

sendo os tratamentos com 164 µmolN e 8,89 µmolP considerados como controle.

2.4 Delineamento Experimental das Espécies Estudadas

Tabela 1: Delineamento experimental de (Anabaena circinalis, Cylindrospermopsis

raciborskii e Microcystis panniformis).

As culturas foram mantidas em laboratório e as espécies foram individualizadas em

frascos iguais do tipo erlenmeyers de 250 mL de capacidade, todos contendo 100 mL de meio

de cultura experimental (Guillard & Lorenzen, 1972), selados com tampões de algodão. Os

desenhos experimentais foram do tipo 2x3 para nutrientes e 1x2 para temperatura, ou seja,

foram manipulados dois fatores, NaNO3 e KH2PO4 com três níveis cada e o fator temperatura

Símbolo da fonte

de nutriente

Temperatura (ºC) Tratamento

(em 1000 mL de meio WC)

Repetições

NaNO3

20

164 µmol

3

16,4

0

28 164 µmol 3

16,4

0

KH2PO4 20 8,89 µmol 3

0,89

0,09

28 8,89 µmol 3

0,89

0,09

164

(ºC) com duas variações (20 e 28 ºC).

O experimento foi constituído por uma série de dez culturas em triplicata do tipo

batch e foram efetuados em câmara germinadora da marca FANEM® (São Paulo-Brasil

Incubadora para B.O.D. Mod. 347.FG) com fotoperíodo claro/escuro de 12:12 horas, 20ºC e

outra câmara FANEM® (São Paulo-Brasil, MOD. 347 CDG), 28ºC e intensidade luminosa

75µmol photons.m-2.s-1, sendo que a cada dia era feito um reposicionamento aleatório dos

Erlenmeyers para permitir igualar o regime de iluminação e a qualidade de luz recebida e 4

vezes ao dia foram homogeneizadas através de agitamento manual, que permitiu intensa

mistura do meio de cultivo, impedindo um adensamento dos filamentos de A. circinalis, C.

raciborskii e das colônias de M. panniformis.

Para cada uma das temperaturas testadas foram estabelecidas condições de cultivo

variando a disponibilidade de nitrogênio e fósforo. A condição controle foi estabelecida com

meio WC na concentração normal utilizada rotineiramente no laboratório. As condições de

limitação de fósforo (P-limitado) e limitação de nitrogênio (N-limitado) foram obtidas através

de substituição por KCl e NACl, respectivamente para o meio WC. Todos os testes

experimentais foram feitos em triplicata

2.5 Contagem de Células e Avaliação do Crescimento

A determinação do número de células de cada espécie durante todo o tempo de

cultivo, que variou entre 6 a 12 dias, foi feita periodicamente. Amostras para contagem de

células e conseqüente obtenção das médias usadas para gerar curvas de crescimento das

espécies foram obtidas coletando-se a cada dois dias, para experimentos realizados a

temperatura de 20ºC, e diariamente, para 28ºC, sempre no mesmo horário. Foram tomadas

pequenas alíquotas de amostras de 2 mL sob condições de esterilização e assepsia, na capela

de uma câmara de fluxo laminar, próximo da chama do bico de Bunsen e fixadas com

solução de lugol acético. Aproximadamente 400 tricomas ou colônias por amostras foram

contadas com auxílio de uma lâmina hemocitômetro do tipo Fuchs-Rosenthal e microscópio

óptico (400 x).

Foram também retiradas amostras para quantificação, em análise cromatográfica

(CLAE) ou enzimática (ELISA), da concentração das cianotoxinas produzidas, no final de

cada experimento.

165

2.6 Taxas de Crescimento das Cianobactérias

O crescimento das culturas foi verificado através da densidade celular, e as taxas

específicas de crescimento (µ dia-1) para cada amostra foram estimadas como a inclinação da

reta de regressão linear do ln das concentrações celulares (céls.mL-1) em função do tempo

(dias de cultivo), para a fase exponencial de crescimento das espécies, usando o programa

Excel, Microsoft Office 1998. Desta forma, a taxa específica de crescimento (µ) corresponde

a inclinação da reta, onde y é a concentração celular e x é o tempo do experimento em dias.

2.7 Quantificação de Neurotoxinas (Goniautoxinas) em Cromatografia

Líquida de Alta Eficiência (CLAE)

Somente foi analisada a presença de concentração de goniautoxinas intracelulares

GTX-1, GTX-2, GTX-3, GTX-4, GTX-5 e GTX-6, produzidas por Cylindrospermopsis

raciborskii, utilizando o método da derivação pós-coluna e de detecção de fluorescência

descrita por Oshima (1995) e adaptado pra o uso de extratos filtrados. É o método

considerado o mais satisfatório e requer a utilização de três fases móveis diferentes para que

se possam analisar as goniautoxinas.

No fim de cada experimento, as amostras de todos tratamentos de cultivo para

quantificação de toxinas, foram coletadas e filtradas imediatamente, em duplicata, através de

filtros de fibra de vidro WHATMAN, do tipo GF/A, com 47mm de diâmetro e porosidade de

1,2µm, com auxílio de uma bomba a vácuo, colocados em tubos, com 16mm de diâmetro,

cobertos com papel alumínio e mantidos congelados (-20ºC) até o momento da extração.

A extração do material filtrado foi feita nos fragmentos dos filtros, usando pinça e

tesoura limpos com álcool, colocados em tubos de ensaio e dissolvidos com uma solução de

1mL de ácido acético (50mM) e sonificados de 30 a 40 minutos (Microson – Ultrasonic cell

disruptor, Model XL 2000, Serial no. M9514, 100 Watts), nível 3, sob banho de gelo para

evitar aquecimento da amostra.

O material foi coletado e transferido para tubos de centrífuga e centrifugado a

3500rpm, por 10 minutos. O sobrenadante foi transferido para tubos eppendorf e o precipitado

foi novamente extraído com solução de ácido acético e centrifugado sob as mesmas condições

anteriores, repetindo-se esse processo por três vezes consecutivas. Os extratos foram

guardados em geladeira.

166

Com estes extratos foram analisadas a presença de cianotoxinas e a identificação por

meio de cromatografia liquida de alta eficiência (CLAE: HPLC - High Performance Liquid

Chromatography), em cromatografo Waters Alliance com detector de fluorescência.

2.8 Analise de Microcistina

A extração de microcistina foi realizada em metanol 75 %. Os filtros foram cortados e

sonicados durante um minuto, depois centrifugados por 10 minutos a 10.000 rpm em

centrifuga Thermo-Jouan BR4i. O sobrenadante foi removido e transferido para novo tubo. O

processo de extração foi repetido duas vezes.

A análise de microcistina foi realizada pelo método ELISA (Enzyme Linked

Immunosorbent Assay), através de um kit da marca Beacon. O método se baseia em reações

sucessivas entre enzimas, anticorpos e microcistinas. A reação final ocorre através da adição

de um substrato que desenvolve uma cor inversamente proporcional a quantidade de

microcistina presente na amostra. As leituras finais para cálculos da concentração de

microcistina nas amostras foram realizadas em leitor Elisa marca Bio – Tech ELx 800, a 450

nm de comprimento de onda.

2.9 Análise dos Resultados

A análise dos resultados consistiu no tratamento estatístico, com um nível de

confiança de 95% (p<0,05), das taxas específicas de crescimento de A. circinalis, C.

raciborskii e M. panniformis obtidos durante o estudo foram analisados estatisticamente

recorrendo ao teste de Análise de Variância (ANOVA - one-way) para verificar a existência

de variações entre as tréplicas dos tratamentos dos experimentos realizados e a influência dos

parâmetros estudados, e pelo teste de Comparações Múltiplas, através do método de Tukey

com coeficiente de confiança de 95%, utilizando o programa computacional the Statistical

Discovery Software JMP (versão 5). Foi realizado o teste de Shapiro-Wilk para testar a

normalidade dos dados quando p>0,05 e utilizado o teste de Brown-Forsythe para verificar a

não homogeneidade de variâncias. Os resultados dessas análises foram apresentados através

de gráficos e tabelas.

Para análise e interpretação, foram calculados e armazenados as médias aritméticas e

desvio padrão de todas as densidades celulares e taxas específicas de crescimento utilizando

planilhas eletrônicas do programa computacional Microsoft Excel (Windows XP 2000).

167

3. Resultados

3.1 Curvas de crescimento

Os efeitos das três concentrações de nitrogênio e fósforo sobre o crescimento das três

espécies de cianobactérias podem ser observados nas figuras 1 a 3. Em todos experimentos, as

concentrações mais elevadas, de 164 µmolN-NO3 e 8,89 µmolP-PO4,foram aquelas que

permitiram uma maior taxa de crescimento e uma maior concentração final de células.

Enquanto as menores taxas de crescimento foram registradas 0 µmolN-NO3 (28ºC), 0,09

µmolP-PO4 (20ºC) para Anabaena circinalis, 0 µmolN-NO3 (28ºC) e 0,09 (20ºC) para

Microcystis panniformis.

As densidades celulares e taxas de crescimento mudaram de acordo com as

concentrações de N e P utilizadas (164 µmol NaNO3; 16,4 µmol NaNO3; 0 µmol NaNO3; 8,89

µmol KH2PO4; 0,89 µmol KH2PO4; 0,09 µmol KH2PO4) e as de temperaturas (20 ºC e 28 ºC),

Limitação por nitrogênio e fósforo resultou em uma fase lag estendida no início do

crescimento como mostrado (Figura 1B, 1C, 1D; e 2B), provavelmente devido ao tempo

requerido para reunir todo o aparato de fixação de N2. Quando as células foram enriquecidas

com os mesmos nutrientes, a taxa de crescimento máxima foi obtida quando o nível de

KH2PO4 inicial foi de 8,89 µmol KH2PO4 e 164 µmol NaNO3, que foram as concentrações

mais elevadas usadas nestes experimentos. As células cresceram mais lentamente quando os

níveis de fósforo foram 0,09 µmol KH2PO4 e 0 µmol NaNO3 ou níveis intermediários, e

apresentaram taxas de crescimento mais baixas.

As temperaturas utilizadas para o crescimento das linhagens em culturas de

laboratório foram obtidas das temperaturas média máxima e mínima do reservatório de São

Simão, 20ºC e 28ºC (Pinto Coelho, 2004; Giani, 2007). A taxa de crescimento (µ) declinou

significativamente quando a temperatura foi aumentada para 28 ºC (Figura 1D, 2B e 3A) ou

baixou com 20 ºC (Figura 1A, 1C e 2B). As taxas de crescimento máximas das culturas (µ)

variaram entre 2-8 e 3-9 dias-1 em experimentos diferentes.

168

A

0 2 4 6 8 10 12

ln c

el.m

L-1

9

10

11

12

13

14µ = 0,66

µ = 0,66

µ = 0,64

Tempo de cultivo (dias)

0 1 2 3 4 5 6

ln c

el.m

L-1

9

10

11

12

13

164 µmol16,4 µmol0,00 µmol

Tempo de cultivo (dias)

0 1 2 3 4 5 69

10

11

12

13

14

20°C

28°C

C

0 2 4 6 8 1010

11

12

13

8,890 µmol0,890 µmol0,089 µmol

µ = 0,23

µ = 0,16

µ = 0,12

µ = 0,50

µ = 0,42

µ = 0,38

µ = 0,36

µ = 0,33

µ = 0,29

DB

Figura 1: Curvas de crescimento de A. circinalis em diferentes condições de cultivo

(A=NaNO3 e 20 ºC; B=NaNO3 e 28 ºC; C=KH2PO4 e 20 ºC D=KH2PO4 e 28 ºC). µ = taxa de

crescimento das culturas.

Tabela 2: Resultados de ANOVA entre os tratamentos de A. circinalis

Tratamento GL SQ QM F P

Exp. 1 NaNO3 20ºC 2 0,21 0,11 0,65 0,55 Exp. 2 NaNO3 28ºC 2 0,02 0,01 14,73 0,01 Exp. 3 KH2PO4 20ºC 2 0,09 0,04 12,21 0,01

Exp. 4 KH2PO428ºC 2 0,01 0,00 16,67 0,00

169

A

0 2 4 6 8 10 12

ln c

el.m

L-1

12,5

13,0

13,5

14,0

14,5

µ =0,17

µ = 0,10

µ = 0,07

Tempo de cultivo (dias)

0 2 4 6 8 10

ln c

el.m

L-1

12,5

13,0

13,5

14,0

14,5

164 µmol16,4 µmol0,00 µmol

Tempo de cultivo (dias)

0 2 4 6 8 1010

11

12

13

14

15

16

17

20°C

28°C

C

0 2 4 6 8 1012,0

13,0

14,0

15,0

8,890 µmol0,890 µmol0,089 µmol

µ = 0,27

µ = 0,25

µ = 0,13

µ = 0,24

µ = 0,06µ = 0,01

µ = 0,54

µ = 0,36

µ = 0,22

B D

Figura 2: Curvas de crescimento de M. panniformis em diferentes condições de

cultivo (A = NaNO3 e 20 ºC; B = NaNO3 e 28 ºC; C = KH2PO4 e 20 ºC D = KH2PO4 e 28 ºC).

Tabela 3: Resultados de ANOVA entre os tratamentos de M. panniformis

Tratamento GL SQ QM F P

Exp. 5 NaNO3 20ºC 2 0,71 0,04 16,95 0,00 Exp. 6 NaNO3 28ºC 2 0,32 0,16 44,90 0,00 Exp. 7 KH2PO4 20ºC 2 0,01 0,01 5,06 0,05 Exp. 8 KH2PO428ºC 2 0,18 0,09 5,10 0,05

170

A

Tempo de cultivo (dias)

0 1 2 3 4 5 6

ln c

el.m

L-1

10

11

12

13

14

164µmolNO316,4µmolNO30µmolNO3

µ = 0,53

µ = 0,65

µ = 0,69

Figura 3: Curvas de crescimento de C. raciborskii (A = NaNO3 e 28 ºC).

Tabela 4: Resultados de ANOVA entre os tratamentos de C. raciborskii

Tratamento GL SQ QM F P

Exp. 9 NaNO3 28ºC 2 0,44 0,01 0,27 0,89 Exp. 10 KH2PO428ºC

Pode se observar que, no final de alguns experimentos, como para A. circinalis, no

tratamento de 164 µmol N a 28ºC, para M. panniformis, no tratamento 8,89 µmol P a 20ºC, e

para C. raciborskii, no experimento com nitrogênio, as culturas encontravam-se ainda em fase

exponencial de crescimento. Nos demais experimentos e tratamentos, as culturas já tinham

atingido a fase de saturação.

No experimento 1, com A. circinalis, na menor temperatura (20ºC), os resultados das

densidades observadas nos diferentes tratamentos (Figura 1), mostram que o crescimento das

171

cianobactérias foi favorecido na condição controle, seguido pela N-reduzido de 16,4µmol e

depois N-limitante de 0µmol. As densidades de crescimento deste último tratamento foram as

primeiras a diminuírem acentuadamente logo no penúltimo dia do experimento.

No experimento 2, A. circinalis na temperatura de 28ºC, atingiu um crescimento

melhor na condição controle, com diferenças significativas em relação aos tratamentos em

condições N-limitada (ANOVA, df = 2, F = 14,726, p = 0,005) (Tabela 2). Os dois

tratamentos deste experimento, na condição com limitação por nitrogênio, mostraram um

crescimento muito semelhante desta cepa, atingindo densidades semelhantes ao final do

experimento (Figura 1). Enquanto que no experimento 3, com variações na concentração de

fósforo, o crescimento da cepa na condição de controle a 20ºC não teve diferença significativa

entre o tratamento com P-reduzido de 0,89 µmol. No entanto, houve diferença significativa

com o tratamento por P-limitante de 0,09µmol (ANOVA, df = 2, F = 12,206, p= 0,008)

(Tabela 2). Também no experimento 4, nestas mesmas condições mas a 28ºC, o crescimento

da A. circinalis nos dois tratamentos (8,89 e 0,89 µmol P) foi semelhante e diferente do

tratamento por P-reduzido (ANOVA, df.=2, F =16,673 e p = 0,004).

Na temperatura de 20ºC, o crescimento de M. panniformis na condição controle do

experimento 5, o crescimento foi significativamente diferente e mais elevado dos dois outros

tratamentos com condições N-limitante e N-reduzido (ANOVA, df. 2, F = 16,95, p = 0,003)

(Figura 2 e Tabela 3). Os dois tratamentos limitados por N não tiveram diferença

significativa. O mesmo comportamento fisiológico foi observado quando foi realizado o

experimento 6, em que M. panniformis, a 28ºC, na condição controle teve um crescimento

melhor do que os tratamentos com N-limitante e reduzido, e portanto houve diferenças

estatísticas significativas (ANOVA, df = 2, F = 44,900 e P = 0,0002) (Figura 2 e Tabela 3).

Não houve diferenças significativas entre os dois tratamentos limitados por nitrogênio.

No experimento 7, foram aplicadas condições de controle e de limitação por

nutrientes de 8,89 µmol P, 0,89 µmol P e 0,09 µmol P a 20ºC, os resultados da análise

estatística mostraram que não houveram diferenças significativas entre os três tratamentos

(ANOVA, df = 2, F = 5,058, p = 0,052) (Figura 2) (Tabela 3). No experimento 8, a tabela 3

sintetiza os resultados da análise do experimento com maior temperatura (28ºC) e variação de

P, foi observado aumento da densidade celular não diferenciada estatisticamente entre os

tratamentos nas condições de P-reduzido (0,89 µmol P) para o controle (8,89 µmol) e P-

limitante (0,09 µmol). Por outro lado o crescimento nas condições de controle e o P-limitante

(0,09 µml) foram diferentes significativamente (ANOVA, df = 2, F = 5,1, p = 0,051).

172

As cianobactérias cresceram com ou sem limitação por nutrientes e os valores

máximos de taxas de crescimento foram obtidos para A. circinalis, nas condições de 164 µmol

NaNO3 (20ºC) com µ=0,47±0,12, sendo que houve diferenças significativas entre os

tratamentos (p< 0,05), e a 8,89 µmol KH2PO4 (28ºC) com µ=0,28±0,06 com diferenças

significativas entre os tratamentos (p< 0,05), para M. panniformis, a 164 µmol NaNO3 (28ºC)

com µ=0,17±0,04, com tratamentos significativamente diferentes (p< 0,05), e a 8,89 µmol

KH2PO4 (28ºC) com µ=0,39±0,11 com diferenças significativas (p< 0,05) e para C.

raciborskii, a 164 µmol NaNO3(28ºC) com µ=0,48±0,09, sendo que os tratamentos revelaram

diferenças significativas (p< 0,05) (Figuras 1 a 3, Tabela 5).

Os menores valores de taxa de crescimento foram registrados para A. circinalis, a 0

µmol NaNO3 (28ºC) com µ=0,13±0,16; e 0,09 µmol KH2PO4 (20ºC) com µ=0,07±0,04, para

M. panniformis a 0 µmol NaNO3 (28 ºC) com µ =0,04±0,04 e 0,09 µmol KH2PO4 (20ºC) com

µ =0,12±0,06 (Figuras 1 a 3, Tabela 5).

Tabela 5: Valores médios (com erro padrão) do parâmetro fisiológico (µ) das linhagens

estudadas apresentadas no gradiente-cruzado de nutrientes e temperatura pode ser visto nesta

tabelas

Fonte de nutriente Temperatura Concentração A. circinalis C. raciborskii M. panniformis

°C µmol µ.dia-1 NaNO3 20 164 0,47 ± 0,12 0,13 ± 0,03 1,64 0,39 ± 0,15 0,04 ± 0,04 0 0,32 ± 0,18 0,05 ± 0,15

28 164 0,26 ± 0,17 0,46 ± 0,06 0,17 ± 0,04

1,64 0,20 ± 0,15 0,41 ± 0,15 0,03 ± 0,02 0 0,14 ± 0,15 0,48 ± 0,09 0,02 ± 0,02 KH2PO4 20 8,89 0,19 ± 0,03 0,20 ± 0,06 0,89 0,13 ± 0,05 0,22 ± 0,02 0,09 0,07 ± 0,04 0,12 ± 0,06

28 8,89 0,28 ± 0,06 0,77 ± 0,17 0,39 ± 0,11

0,89 0,27 ± 0,04 0,72 ± 0,20 0,20 ± 0,18 0,09 0,21 ± 0,07 0,80 ± 0,26 0,13 ± 0,06

173

2,32

62,

595

2,80

83,

382

4,05

74,

546

4,73

95,

285

5,45

5 6,81

5

7,92

8

9,46

09,

882

12,2

94

13,2

74

EU

0,00

5,00

10,00

15,00

20,00

25,00

30,00

Minutes0,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00

2,31

72,

589

2,75

13,

387

4,04

64,

548

4,71

95,

257

6,81

3

7,92

0

9,45

49,

880

12,2

84

13,2

73

EU

0,00

2,00

4,00

6,00

8,00

10,00

12,00

14,00

16,00

18,00

20,00

22,00

24,00

26,00

Minutes0,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00

2,31

42,

584

2,75

93,

442

4,04

64,

550

5,25

1

6,81

6

7,91

9

9,46

19,

880

12,2

98

13,2

83

EU

0,00

5,00

10,00

15,00

20,00

25,00

30,00

35,00

40,00

Minutes0,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00

GTX-2

GTX-3

A GTX-3

GTX-2

B

GTX-2

GT

X-3

C Figura 4 Cromatogramas obtidos por

HPLC dos produtos de oxidação de toxinas

PSP do extrato filtrado de C. raciborskii

evidenciando a dominância de toxinas do

tipo goniautoxinas (GTX-2 e GTX-3) num

experimento realizado com 8,89 µmol

KH2PO4 e temperatura de 28°C. A, B e C

são três replicas do mesmo experimento.

3.2 Avaliação de cianotoxinas

Por meio da análise de cromatografia líquida de alta eficiência (CLAE) foram

detectados, para C. raciborskii, neurotoxinas pertencentes a uma classe do grupo das

toxinas paralisantes.

Nas Figuras 4 a 9 estão os cromatogramas gerados após a análise das neurotoxinas

e na Tabela 6 suas concentrações.

Formatado: Cor da fonte:

Vermelho

174

Figura 5 (réplica D, E e F): Cromatogramas obtidos por HPLC dos produtos de

oxidação de toxinas PSP do extrato filtrado de C. raciborskii evidenciando a dominância de

toxinas do tipo goniautoxinas (GTX-2 e GTX-3) num experimento realizado com 0,89 µmol

KH2PO4 e temperatura de 28°C. A, B e C são três réplicas do mesmo experimento

2,31

72,

600

3,24

43,

617

4,06

64,

752

5,28

2

6,80

4

7,92

7

9,87

5

EU

0,00

10,00

20,00

30,00

40,00

50,00

60,00

Minutes0,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00

2,31

12,

586 3,

227

3,62

44,

044

5,23

8

6,78

97,

250

7,92

9

9,44

69,

882

12,2

6613

,274

EU

0,00

5,00

10,00

15,00

20,00

25,00

30,00

35,00

40,00

45,00

Minutes0,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00

2,31

32,

595

3,40

74,

055

4,54

15,

275 6,

814

7,92

8

9,45

49,

885

12,2

86

13,2

75

EU

0,00

5,00

10,00

15,00

20,00

25,00

30,00

35,00

40,00

45,00

Minutes0,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00

2,31

72,

595

3,37

8

4,05

44,

550

4,72

95,

273

5,70

5 6,81

6

7,92

7

9,46

09,

885

12,2

90

13,2

79

EU

0,00

5,00

10,00

15,00

20,00

25,00

30,00

Minutes0,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00

2,30

72,

575

3,22

83,

610

4,02

94,

183

4,39

34,

561

5,20

35,

455

5,63

4

6,81

1

7,91

7

9,44

79,

877

12,2

81

13,2

63

EU

0,00

5,00

10,00

15,00

20,00

25,00

30,00

35,00

Minutes0,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00

GTX-3

GTX-2

GTX-2

GTX-3

GTX-2

GTX-3

D E

F

GTX-3

GTX-2 GTX-2

GTX-3 H G

175

2,38

42,

615

2,78

73,

048

3,39

6 3,58

44,

041

4,59

95,

149

5,51

0

6,95

2

8,50

3

10,5

82

13,6

47

EU

0,00

0,50

1,00

1,50

2,00

2,50

3,00

3,50

Minutes0,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00

2,43

12,

695

3,37

8

7,02

7

8,55

4

10,6

21

EU

0,00

20,00

40,00

60,00

80,00

100,00

120,00

140,00

160,00

180,00

200,00

220,00

240,00

Minutes0,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00

2,58

32,

820

5,70

6

7,12

3

8,65

0

10,7

00

EU

0,00

10,00

20,00

30,00

40,00

50,00

60,00

70,00

80,00

90,00

100,00

110,00

Minutes0,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00

2,31

52,

595

2,76

33,

236

3,62

64,

056

5,26

2

6,77

3

7,93

2

9,88

3

EU

0,00

5,00

10,00

15,00

20,00

25,00

30,00

35,00

40,00

45,00

50,00

Minutes0,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00

GTX-3

GTX-2

I Figura 6 Cromatogramas obtidos por

HPLC dos produtos de oxidação de

toxinas PSP do extrato filtrado de C.

raciborskii evidenciando a dominância de

toxinas do tipo goniautoxinas (GTX-2 e

GTX-3) num experimento realizado com

0,09 µmol KH2PO4 e temperatura de 28°C.

A, B e C são três replicas do mesmo

experimento.

GTX-3

GTX-2

A B

C GTX-3

GTX-2

GTX-3

GTX-2

Figura 7 Cromatogramas obtidos por HPLC

dos produtos de oxidação de toxinas PSP do

extrato filtrado de C. raciborskii evidenciando

a dominância de toxinas do tipo goniautoxinas

(GTX-2 e GTX-3) num experimento realizado

com 164 µmol NaNO3 e temperatura de 28°C.

A, B e C são três replicas do mesmo

experimento.

176

2,33

32,

597

6,30

86,

964

8,50

3

10,5

8211

,129

EU

0,00

20,00

40,00

60,00

80,00

100,00

120,00

140,00

160,00

180,00

200,00

220,00

240,00

Minutes0,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00

2,38

02,

606

2,79

53,

042

3,37

23,

606

4,04

34,

615

5,53

8

6,98

1

8,50

9

10,5

85

13,7

08

EU

0,00

0,50

1,00

1,50

2,00

2,50

3,00

3,50

Minutes0,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00

2,34

32,

600

2,91

6

5,54

2

6,97

1

8,50

9

10,5

9011

,168

EU

0,00

20,00

40,00

60,00

80,00

100,00

120,00

140,00

160,00

Minutes0,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00

GTX-3

GTX-2

GTX-3

GTX-2

Figura 8 Cromatogramas obtidos por

HPLC dos produtos de oxidação de

toxinas PSP do extrato filtrado de C.

raciborskii evidenciando a dominância

de toxinas do tipo goniautoxinas (GTX-2

e GTX-3) num experimento realizado

com 16,4 µmol NaNO3 e temperatura de

28°C. A, B e C. A, B e C são três replicas

do mesmo experimento.

GTX-3

GTX-2

D E

F

177

Figura 9 Cromatogramas obtidos por HPLC dos produtos de oxidação de toxinas PSP do

extrato filtrado de C. raciborskii evidenciando a dominância de toxinas do tipo goniautoxinas

(GTX-2 e GTX-3) num experimento realizado com 0 µmol NaNO3 e temperatura de 28°C. A,

B e C são três replicas do mesmo experimento.

Para o experimento com fósforo as concentrações detectadas de toxinas paralisantes

nas culturas demonstraram variações entre os tratamentos durante o período de estudo.

Segundo a tabela 6, as maiores concentrações de GTX-2 e GTX-3 foram encontradas nas

culturas com 0,09 µmol KH2PO4. Os menores valores dos dois tipos de goniautoxinas

estiveram associados às culturas com o tratamento de 0,89 µmol KH2PO4.

2,33

22,

599

3,28

2

6,95

8

8,50

5

10,5

82

EU

0,00

50,00

100,00

150,00

200,00

250,00

300,00

350,00

Minutes0,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00

2,32

62,

597

3,27

9

6,93

8

8,50

0

10,5

77EU

0,00

20,00

40,00

60,00

80,00

100,00

120,00

140,00

160,00

180,00

200,00

220,00

240,00

260,00

Minutes0,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00

2,35

12,

601

3,29

63,

621

6,97

0

8,50

8

10,5

87EU

0,00

20,00

40,00

60,00

80,00

100,00

120,00

140,00

160,00

180,00

200,00

220,00

240,00

260,00

Minutes0,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00

GTX-2

GTX-3 GTX-3

GTX-2

GTX-2

GTX-3

G H

I GTX-3 GTX-3

GTX-2

178

Tabela 6: Concentrações médias (com erro padrão) de goniautoxinas (GTX-2 e

GTX-3) detectadas na cultura de C. raciborskii durante o período de estudo.

Fonte de nutriente Temperatura Concentração C. raciborskii

°C µmol µg/L

KH2PO4 28 8,89 84,24 ± 18,58

GTX2 0,89 56,19 ± 13,30

0,09 110,06 ± 15,05

GTX3 8,89 51,76 ± 12,81

0,89 37,28 ± 9,73

0,09 89,97 ± 16,88

NaNO3 GTX2 164 95,57 ± 96,72

1,64 222,77 ± 205,41

0 416,33 ± 81,47

GTX3 164 195,69 ± 195,13

1,64 228,77 ± 203,87

0 513,40 ± 113,53

Com relação as culturas com diferentes tratamentos de nitrogênio, como observado

na mesma tabela 6, foi registrada a maior concentração de GTX-2 e GTX-3 para o tratamento

0µmol NaNO3 com 416,33±81,47µg/L e 513,40±113,53µg/L, respectivamente. Entretanto, as

triplicatas apresentadas nas figuras 7 e 8, mostram espectros cromatográficos bastante

diferentes entre as réplicas, sugerindo possíveis problemas em algumas etapas das análises.

Seria aconselhável repetir a análise ou apenas abandonar as réplicas que se mostraram

diferentes (7C e 8E) das demais.

179

4 Discussão

A capacidade de crescimento de A. circinalis em diferentes concentrações de

nitrogênio e fósforo demonstrou versatilidade fisiológica para adaptar-se, inclusive a meios

limitantes de nutrientes (Fig. 1). O crescimento a baixas concentrações de nitrogênio é

compensado por sua capacidade de fixar nitrogênio. Isto se evidencia com o aumento de

heterocitos nestas condições de cultivo, como tem sido observado em outras cianobactérias

filamentosas e heterocitadas (Tandeau de Marsac & Houmard, 1993). Em A. cilíndrica, por

exemplo, a porcentagem de heterocitos pode ser aumentada até em 12% quando cultivada só

na presença de nitrogênio atmosférico (Stacey et al., 1977). Um aumento da concentração de

fontes nitrogenadas no meio de cultura induz uma baixa de heterocitos (Mishra, 1997).

A. circinalis parece manter um mecanismo eficiente de produção de biomassa

mesmo a concentrações limitantes de N entre 0 e 16,4 µmol NaNO3. Entretanto, em outras

cianobactérias não heterocitadas, tais como Oscillatoria agardhii, O. redekei (Foy, 1993), O.

rubescens, Spirulina platensis (Becker, 1994), Anacystis nidulans (Lau et al., 1997) e

Synechococcus sp. (Bittencourt, 1997), se tem descrito uma diminuição drástica de seu

crescimento por limitação de nitrogênio. Possivelmente, a capacidade fixadora de nitrogênio

que apresenta Anabaena, seja um fator importante para incrementar eficiência de crescimento

mesmo a baixos níveis de nitrato, em comparação às outras cianobactérias sem heterocitos.

A temperatura mínima para a ocorrência de populações de cianobactérias é de 20ºC,

embora existam espécies que sobrevivem em temperaturas inferiores a -5°C, como é o caso

das espécies encontradas na Antártica (Yunes, 2002). Por outro lado, as temperaturas

utilizadas neste trabalho parecem influenciar no crescimento desta cianobactéria, visto que

entre 20°C e 28°C houve diferença significativa entre os tratamentos (p< 0,05) (Tabela 5).

Observações realizadas sobre populações naturais de cianobactérias de um mesmo gênero,

mostraram que elas podem apresentar diferentes respostas de crescimento ao aumento da

temperatura (Wilmotte, 1988).

Os fatores ambientais que regulam as comunidades fitoplanctônicas têm sido

estudados intensivamente durante décadas em ambientes naturais (Lagus, 2004). Segundo

Dokulil & Teubner (2000), os fatores que influenciam a dominância de um ou outro grupo de

algas são muitas vezes difíceis de apontar porque vários fatores relacionados estão

normalmente interagindo. Estes fatores não são necessariamente os mesmos em diferentes

180

ambientes e estações do ano, e incluem fatores ambientais químicos, tais como concentrações

de fósforo, nitrogênio e razões N:P, e climáticos, tal como a temperatura, e todos têm

influência significativa no crescimento de florações de cianobactérias.

A composição do fitoplâncton do reservatório Pão-Cachinche-Venezuela, em 18

meses de estudo foi descrita como dominada em 75% pelas cianobactérias de Anabaena spp,

Cylindrospermopsis raciborskii e Microcystis spp associada as altas temperaturas desse

reservatório (>28ºC), a estratificação térmica permanente e as concentrações de fosfato

dissolvido (>10 µg.L-1) (Gonzalez et al., 2004).

Hutson et al. (1987) e Dokulil & Teubner (2000) apresentaram algumas hipóteses

que explicariam o sucesso de cianobactérias nos corpos d’água. Uma delas diz respeito à

condições de mudanças climáticas. Fatores que influenciam no desenvolvimento de

cianobactérias em ecossistemas de águas continentais são as temperaturas elevadas e chuva

(Shapiro, 1990; Moreau, 1997), sendo que em algumas espécies o melhor desenvolvimento

foi observado acima de 25°C. Dokulil & Teubner (2000) estudaram as temperaturas ótimas

para algumas cianobactérias. Cylindrospermopsis raciborskii, por exemplo, uma espécie

oportunista (Isvánovics et al., 2000), é favorecida em corpos de água rasos e com elevado

tempo de residência, além de temperaturas elevadas (Bittencourt-Oliveira & Molica, 2003).

Mussagy (1997) e Moreau (1997) referem à dominância de cianobactérias na estação quente e

chuvosa (temperaturas variando entre 24ºC e 28ºC) no reservatório dos Pequenos Libombos,

Moçambique nos Lagos Kariba e Tanganyika, respectivamente. Esses resultados estão de

acordo com os obtidos no presente estudo experimental de gradiente-cruzado entre nutriente e

temperatura.

Parece que altas temperaturas são essenciais para o desenvolvimento de C.

raciborskii (Saker et al., 1999). Populações perenes têm sido observadas apenas em regiões

tropicais: Austrália (Fabbro & Duivenvoorden, 1996) e Brasil (Bouvy et al., 1999;

Komarková et al., 1999), enquanto que em países temperados as proliferações são limitadas

aos períodos mais quentes: Áustria (DokuliL & Mayer, 1996) e Hungria (Padisák &

Reynolds, 1998). Porém foi registrado que cepas japonesas podem crescer numa ampla faixa

de temperatura (15-35 ºC) com o ótimo entre 30-35ºC (Chonudomkul et al., 2004).

Outra hipótese está relacionada com as concentrações de nutrientes. As

cianobactérias desenvolvem-se bem em ambientes com abundantes quantidades de fósforo e

nitrogênio. A baixa biodisponibilidade de fósforo pode limitar o crescimento do fitoplâncton

(Jones apud Nilsson, 2000). Quando os lagos se tornam mais eutróficos, as cianobactérias

dominam (Dokulil & Teubner, 2000; Downing et al., 2001; Giani et al., 2005).

181

A limitação por nutrientes, a razão N:P e a temperatura afetando a biomassa e a

estrutura dessas comunidades não foram tão exploradas em estudos em microcosmos

(González & Ortaz, 1998; Bergquist & Carpenter, 1986; Lagus, 2004). Zaret et al. (1981);

Henry et al. (1985) encontrou, em experimentos de enriquecimento artificial, o nitrogênio

como o principal nutriente limitante ao desenvolvimento do fitoplâncton nos lagos tropicais.

Outros experimentos de enriquecimento, como de Henry (1986); Lemos et al. (1998a), porém,

encontraram o fósforo também como sendo o principal nutriente limitante. É claro que o

ambiente onde os experimentos foram desenvolvidos e a composição em espécies da

comunidade fitoplanctônica nos diversos locais, são os fatores chaves para explicar estas

diferenças.

Trabalhos de enriquecimentos artificiais realizados em mesocosmos e microcosmos

em vários países no mundo, incluindo o Brasil têm demonstrado que a adição simultânea de

nitrogênio e fósforo, na presença de temperatura adequada ao crescimento, estimula os

aumentos nos níveis de crescimento das algas (Robarts, R. D. & Zohary, T., 1992; Guasch et

al., 1995; Pan & Lowe, 1995, Spencer & Ellis, 1998).

As respostas de aumento no crescimento fitoplanctônico em decorrência da adição ou

limitação de nutrientes encontrada no presente trabalho é similar àquela encontrada em outros

estudos (Yasuno, M., Takamura, N. & Hanazato, T., 1993; Istvánovic, at al., 2000;

Nalewajko, C. & Murphy, T. P., 2001; Repka et al., 2004; Vaitomaa, 2006). Segundo

González (2000), porém, os microcosmos podem gerar condições internas diferentes daquelas

do ambiente natural. Experimentos em microcosmos podem excluir ou distorcer as

características das comunidades naturais, principalmente pelo fato que alguns processos

podem mudar rapidamente (densidade populacional, regeneração de nutrientes e produção

primária). Entretanto, se considerarmos as escalas temporais e espaciais, os microcosmos

podem funcionar como ferramentas importantes para a compreensão dos mecanismos que

ocorrem em comunidades naturais e os resultados podem ser extrapolados para o ambiente

natural (Carpenter, 1996).

C. raciborskii, uma espécie subtropical considerada invasora, originalmente

descrita como Anabaena raciborskii (Wolszynka, 1912), ocorre em ambientes com alta

temperatura, reservatórios oligo-mesotróficos (Amand, 2002; Komárkova et al., 1999), não

foi o caso de São Simão. Pinto-Coelho & Giani (1985), Branco & Senna (1991) e Souza et al.

(1998), concomitantemente atribuíram a dominância de C. raciborskii a épocas de chuvas,

ventos fracos e alta temperatura.

182

A taxa de crescimento máxima obtida no experimento com nitrogênio à 28ºC foi 0,48

µdia-1. Isso pode ser explicado pela ocorrência de C. raciborskii antes restrita, à região

tropical/subtropical do Brasil (Komárek et al., 2002), e cujos corpos d’água dificilmente

apresentam temperaturas baixas. Portanto, há fortes indícios de que a taxa de crescimento em

diferentes temperaturas e nutrientes tenha um significado de diferenciação interespecífica.

Quanto a verificação da presença de cianotoxinas nos extratos de

Cylindrospermopsis raciborskii, apenas dois picos claros e bem definidos de toxinas foram

detectados, correspondentes à goniautoxinas GTX-2 e GTX-3, sempre com o mesmo tempo

de retenção (8 e 10 min.). A presença de toxinas nas cianobactérias pode dar origem, por

ingestão das mesmas, a intoxicações gastrointerstinais e/ou problemas neurológicos nos seres

humanos. As goniautoxinas são neurotoxinas que foram primeiramente detectadas em

dinoflagelados marinhos. Às vezes estes organismos produzem florações no mar, conhecidas

como o fenômeno de marés vermelhas, mas freqüentemente não são aparentes e visíveis na

água, podendo alertar para um problema de saúde pública. Em 1927 biotoxinas marinhas

foram isoladas nos moluscos bivalves na Califórnia, EUA, e pela primeira vez a intoxicação e

morte de consumidores de mexilhão foi relacionada com a presença no plâncton, de uma alga

microscópica, a Alexandrium catenella (Schantz, 1984).

Alguns destes compostos receberam o nome da alga – goniautoxina (A. catenella

naquela altura estava incluída no gênero Gonyaulax) (Schantz, 1984), que pertencem ao grupo

das saxitoxinas. Estes compostos podem ser agrupados em três grupos de acordo com a

toxicidade manifestada em bioensaios. Assim, temos as toxinas N-sulfocarbamoiladas (C1-

C4, B1 e B2) que apresentam baixa toxicidade, as carbamato (as goniautoxinas GTX-1-GTX-

4), a saxitoxina-STX e a neosaxitoxin-NEO com toxicidade elevada.

Segundo Oliver e Ganf (2000), cianobactérias são comuns em muitos sistemas

aquáticos, mas a composição de espécies, distribuição e a densidade diferem entre os diversos

ambientes. Também, raramente, um único fator é responsável pela densidade de

cianobactérias (Hadas et al., 2002). A distribuição deste grupo de organismos é comumente

influenciada por fatores como o fósforo, nitrogênio, razão N:P, oxigênio, pH e baixa

condutividade elétrica, sendo que as espécies variam em seus requerimentos ecológicos. A

distribuição geográfica é um fator que depende da especificidade ecológica (Hoffmann, 1996)

e as características hidrológicas e hidrográficas são determinantes na composição das espécies

de cianobactérias em diferentes corpos d’água (Steinberg & Hartmann, 1988; Huszar &

Caraco, 1998; Huszar et al., 2000).

183

Entre os nutrientes essenciais requeridos pelas cianobactérias, o fósforo e o

nitrogênio são os mais importantes (Paerl, 1988). O fósforo é o principal nutriente controlador

da ocorrência de cianobactérias na água, embora compostos nitrogenados sejam relevantes na

determinação da quantidade de cianobactérias presentes (Bartram et al., 1999) e na produção

de toxinas (Giani et al., 2005). As cianobactérias consomem elevadas concentrações de

fósforo quando este está disponível, sendo estocados na forma de polifosfatos e, devido a este

fato, podem tolerar temporariamente condições de menores concentrações deste nutriente

(Shapiro, 1973; Oliver & Ganf, 2000).

Embora na literatura vários trabalhos afirmem que a diminuição da razão NT/PT

favoreça cianobactérias fixadoras de nitrogênio (Trimbee & Prepas, 1987), ainda não está

claro que seja devido à a este fator que as cianobactérias heterocitadas se tornam dominantes

em sistemas aquáticos. De acordo com Steinberg & Hartmann (1988), as cianobactérias que

não apresentam heterocito podem se sobressair em certos ambientes, mesmo com baixa razão

NT/PT.

Os fatores ambientais que regulam as comunidades fitoplanctônicas têm sido

estudados intensivamente durante décadas em ambientes naturais (Lagus, 2004). Segundo

Dokulil e Teubner (2000), os fatores que influenciam a dominância de um ou outro grupo de

algas são muitas vezes difíceis de apontar porque vários fatores relacionados estão

normalmente interagindo. Estes fatores não são necessariamente os mesmos em diferentes

ambientes e épocas do ano, e incluem fatores ambientais químicos, tais como concentrações

de fósforo e nitrogênio, e climáticos, aquecimento global, tal como a temperatura, que podem

estar influenciado significativamente o crescimento intenso de florações de cianobactérias.

As espécies do gênero Microcystis são consideradas cosmopolitas e amplamente

distribuídas em corpos d’água brasileiros e já foram registradas em inúmeros trabalhos, tais

como: Komárková et al. (1986), Komárek (1991), Branco & Senna (1994), Komárková (1995),

Moura (1996), Nogueira (1997), Sant’ Anna et al.(1997), Goodwin (1997), Costa (1998), Calijuri

et al. (1999), Matthiensen et al. (1999), Porfírio et al. (1999), Vasconcelos (1999), Bittencourt-

Oliveira (2000), Sant’ Anna & Azevedo (2000), Falco (2000), Marinho & Huszar (2002), Tucci

(2002), Werner (2002), Carvalho (2003), Stoyneva (2003), Sant’Anna et al. (2004), Sanchis et

al. (2004), entre outros.

Tem sido freqüentemente mostrado, o aumento da biomassa das cianobactérias com

o aumento da concentração nutriente, especialmente fósforo total (Schindler 1977; Watson et

al. 1997). Estes autores afirmam, no entanto, que o efeito da concentração de fósforo sobre o

sucesso dos diferentes grupos de cianobactérias é contraditório (Jensen et al. 1994; Varis

184

1993; Schreurs 1992). Em seus estudos eles observaram que Microcystis foi favorecida pela

alta concentração de DIP. Em comparação com Anabaena, Microcystis tem uma baixa

afinidade com fósforo (Visser et al. 2005), e, portanto, não poderia concorrer com Anabaena

em baixas concentrações de fósforo.

A limitação por nitrogênio ou baixos níveis da razão N:P têm sido freqüentemente

sugeridos por favorecerem cianobactérias heterocitadas perante os gêneros de cianobactérias

não fixadoras nos eventos de floração (Schindler 1977; Canfield et al., 1989; Hyenstrand et

al., 1998; Levine e Schindler 1999; Kotak et al., 2000; Downing et al., 2001). Microcystis

parece tolerar alta irradiância na superfície do corpo d’água (Paerl et al., 1985) e parece ser

mais bem adaptada à alta irradiância do que Anabaena (Oliver & Ganf 2000; Huisman &

Hulot 2005). Estudos semelhantes, como de Hammer (1964), Reynolds (1984), e Schreurs

(1992), constataram que Microcystis dominaram em temperaturas mais elevadas do que

Anabaena.

De acordo com Kromkamp et al. (1989), o gênero Microcystis tem alta capacidade de

assimilar fósforo, além de usá-lo eficientemente. Olrik (1994) estabeleceu que é necessário

distinguir entre esgotamento de nutrientes na água circundante e limitação de nutrientes do

fitoplâncton. Muitas espécies do fitoplâncton assimilam fósforo em excesso (“luxury

consumption”) e podem continuar se desenvolvendo, embora no meio o nutriente esteja esgotado,

como é o caso de Microcystis. Conseqüentemente, o autor considera difícil decidir exatamente

quando o fitoplâncton está limitado por nutrientes, através de dados ambientais.

Em um estudo recente de amostragem de uma série de 22 lagos no sudeste do Quebec,

Canadá, Giani et al. (2005) a fim de desenvolver uma modelagem das alterações na abundância

total de cianobactérias observaram forte resposta da concentração de toxina ao conteúdo de

nitrogênio mais do que ao fósforo total. Os resultados indicam que a concentração de microcistina

equivalente foi explicada principalmente pelas concentrações de nitrogênio total. Por outro lado, a

concentração de microcistina por unidade de biomassa não foi significativamente variável de um

lago para outro.

Segundo Giani et al. (Op. Cit), este resultado sugere que fatores ambientais controlam a

presença de espécies tóxicas, mas eles têm um efeito limitado sobre a sua toxicidade. No presente

estudo, ensaios foram realizados para se avaliar variações na toxidez de Microcystis e Anabaena,

mas os resultados não foram apresentados no momento, por não terem tendências consistentes

entre os diversos experimentos.

Kruger & Eloff (1978) encontraram uma correlação entre a temperatura da água e o

desenvolvimento de florações de Microcystis em lagos Sul africanos. Eles observaram que

florações de Microcystis começavam a crescer na zona limnética do lago, algumas vezes com

185

temperaturas de 16 – 17ºC. Seus resultados mostram o efeito da temperatura sobre a taxa de

crescimento específica. Oberholster et al. (2006b), realizando estudos de campo, obtiveram uma

taxa de crescimento (µ.dia-1) de 0,3,3 registrada durante o pico de floração de cianobactérias no

mês de julho, que foi próxima a taxa de crescimento de 0,48 observada em culturas por Reynolds

(1984) e de 0,37 em populações naturais campo por Padisák (não publicado). Kardinaal et al.

(2007) mostraram que uma sucessão sazonal de diferentes genótipos de Microcystis pode ser um

mecanismo chave que determina as concentrações de microcistinas encontradas em lagos.

Oudra et al. (2002) mostraram que os períodos de florações de cianobactérias foram

notavelmente caracterizados por temperaturas da água elevadas, estabilidade hidrológica mas,

ao contrario de vários outros estudos, por baixas concentrações de nitrato, amônio e fósforo

solúvel. A relação paradoxal entre ocorrência de florações de cianobactérias e limitação de

nutrientes (nitrogênio e fósforo especialmente) foi explicado particularmente pela capacidade

das cianobactérias de armazenamento intracelular desses nutrientes.

Os resultados das taxas de crescimento obtidos em culturas de laboratório na nossa

pesquisa corroboram os resultados acima citados, já que encontramos uma taxa máxima de

crescimento de 0,39 µdia-1 para Microcystis panniformis com meio WC enriquecido de 8,89

µmolP-PO4 (28ºC). Mas é necessário lembrar que devido ao fato que condições de

crescimento em sistemas experimentais são otimizadas por luz, nutrientes, temperatura, pH e

perda são reduzidas (não há “grazing” ou sedimentação), são em geral medidas taxas

significativamente mais altas do que em populações de campo.

186

5 Conclusões

A partir dos resultados destes experimentos podemos concluir que:

- as três espécies estudadas mostraram responder de maneira diferente as diversas

concentrações de nutrientes usadas nos tratamentos;

- Microcystis panniformis mostrou ter taxa de crescimento intrínseco elevada sob

aumento de suprimento de fósforo, mas em concentrações de fósforo mais baixas Anabaena

circinalis mostrou melhor crescimento. Esta espécie mostrou também grande habilidade de

crescer sob limitação por nitrogênio, graças a presença de heterocitos.

- na ausência de nitrogênio a taxa de crescimento de A. circinalis diminuiu, mas

crescimento positivo foi ainda suportado durante todo o período experimental;

- mudanças nas concentrações de nutrientes pareceu ter pouco efeito sobre toxicidade

de microcistina sob nossas condições experimentais;

- porém, quanto menor disponibilidade de fósforo maior foi a produção de toxinas,

saxitoxinas, em C. raciborskii;

- é importante lembrar que embora nos experimentos foram analisados fatores

individualmente, no ambiente natural cada espécies vai responder a uma multiplicidade de

fatores que vão atuar de forma complementar.

187

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197

CAPITULO 3: Análise da Distribuição Geográfica dos Estudos sobre a

Ocorrência de Populações de Cianobactérias nos Ecossistemas Aquáticos

Resumo

O perigo representado por cianobactérias para abastecimento de água tem sido reconhecido

como crescente ao longo dos últimos anos. Neste trabalho realizamos um levantamento

bibliográfico através de uma pesquisa da literatura, nos anos de 1999 a 2006, sobre

cianobactérias em todas as regiões do mundo, com o objetivo de avaliar a atenção dada às

cianobactérias após a publicação original de Chorus e Bartram, em 1999 (“Toxic

Cyanobacteria in Water”). Estudos sobre populações de cianobactérias ao longo do período do

levantamento, relacionam-se com as principais regiões geopolíticas mundiais e nacionais. O

levantamento bibliográfico foi realizado no sítio do “Thomson ISI”, disponível entre 1999 a

2007, utilizando palavras-chave pertinentes a “cyanobacteria”. Segundo os resultados obtidos,

constatou-se crescimento exponencial nítido do número de publicações em cianobactérias,

muitos dos quais desenvolvidos nos EUA e Europa, publicados em periódicos de circulação

internacional e apresentando elevado índice de citação. Em uma análise de regressão

evidenciaram-se diferentes tendências temporais nas pesquisas em cianobactérias, indicando,

para os anos mais recentes (2000 até 2005), uma diversidade maior de instituições

preocupadas com o problema das florações.

Palavras-chave: produção científica, cianobactérias, regiões no mundo e no Brasil.

198

Abstract

The threat posed by cyanobacteria in the world water supply systems has been recognized as a

growing risk in recent years. This work was based on a survey conducted through a literature

search from 1999 to 2006 on cyanobacteria in all regions of the world, to evaluate the

attention given to this group since the original publication of Chorus and Bartram, in 1999

(“Toxic Cyanobacteria in Water”). The survey includes studies on cyanobacteria performed in

several national and global geopolitical regions. The analysis was made using the Thomson

ISI site, available from 1999 to 2007, using keywords relevant to "cyanobacteria. " According

to the results, there was a clear exponential growth in the number of publications on

cyanobacteria, most of them were developed in the USA and Europe and published in

international journals of high impact factor. The regression analysis confirmed evidence of

different temporal trends in researches performed on cyanobacteria, showing in more recent

years (2000 to 2005) a greater diversity of institutions concerned with the problem of blooms

of cyanobacteria.

Keywords: scientific publications, cyanobacteria, worldwide regions

199

1 Introdução

Durante os últimos anos, a incidência da ocorrência de florações de algas e

cianobactérias, no ambiente marinho (geralmente chamadas de maré vermelha, causadas por

dinoflagelados) e no de água doce (chamadas de florações de algas) tem aumentado

globalmente em freqüência, intensidade e duração (Anderson et al., 1993; Chorus & Bartram,

1999).

As cianobactérias, também conhecidas como algas azuis, fazem parte do fitoplâncton

natural e são parte essencial num ecossistema aquático, e em termos econômicos estas

bactérias têm uma importância alta, pois possuem importantes compostos com potenciais

aplicações biomédicas, como antivirícos, antibióticos, antitumores e antifúngicos (Sivonen &

Jones, 1999). No entanto, em determinadas condições, normalmente uma combinação de

elevado aporte de nutrientes, reservatórios rasos, temperatura elevada e condições estáveis, as

cianobactérias podem crescer excessivamente e formar florações com elevadas densidades de

células (Drikas et al., 2001).

As florações de cianobactérias em reservatórios destinados à produção de água para

consumo humano originam muitos problemas para o abastecimento de água potável

(entupimento de filtros, acréscimos na dosagem de reagentes, produção de odores e sabores).

No entanto, as crescentes preocupações relacionadas com as cianobactérias relacionam-se

com o fato de uma proporção significativa de cianobactérias produzirem uma ou mais toxinas

(Codd et al., 1988; Carmichael, 1992, Codd, 1995; Sivonen, 1996; Codd, 1997; Chorus &

Bartram, 1999).

As cianobactérias são também conhecidas como algas verde-azuis devido (retirar

isso) à combinação de características comuns às bactérias e às algas. Estas bactérias são

procariotas fotossintéticos uni- e multicelulares que possuem clorofila a. A maioria das

cianobactérias são fotoautotróficas aeróbias, que precisam de água, dióxido de carbono,

substâncias inorgânicas e luz, para a sua sobrevivência. A fotossíntese é o seu principal modo

de metabolismo de energia. No entanto, em ambiente natural, conhecem-se espécies capazes

de sobreviver a longos períodos na escuridão. Assim, algumas cianobactérias apresentam uma

capacidade distinta para a nutrição heterotrófica. Há registros de cianobactérias muito

pequenas (0,2 – 2 µm), tendo sido reconhecida como uma fonte potencial significativa na

produção primária, em vários ambientes aquáticos (Mur et al., 1999).

A morfologia básica das cianobactérias compreende formas unicelulares, coloniais e

multicelulares filamentosas, podendo estas ser ou não ramificadas e portadoras ou não de

200

células especializadas, os heterocistos. Muitas espécies de cianobactérias possuem vesículas

de gás que são inclusões citoplasmáticas capazes de proporcionar regulação na flutuação e são

estruturas cilíndricas que se enchem de gás. A sua função é dar às espécies planctônicas um

importante mecanismo ecológico de serem capazes de ajustar a sua posição vertical na coluna

de água (Mur et al., 1999).

A OMS, no sentido de proteger a saúde pública, estabeleceu o valor guia de 1 µg/l

para a microcistina-LR total (conjunto da intracelular e extracelular) na água para consumo

humano. Este valor é provisório, mas foi calculado com base na exposição a longo prazo

Codd (2000); Falconer et al. (1999) e já está sendo utilizado em alguns países (e.g. Austrália e

Reino Unido). Valores guia para outro tipo de cianotoxinas não foram estabelecidos devido à

insuficiência de dados (Falconer et al. (1999). Valores guia para águas de recreio, baseados

em estudos epidemiológicos também estão sendo utilizados, nesses mesmos países, na gestão

destas águas (valor guia de 20 000 células cianobactérias) (Codd, 2000).

O debate de como ocorre à proliferação de florações de cianobactérias tem avançado

cientificamente (Chorus & Bartram, 1999) (tem artigos mais recentes). Sendo assim, torna-se

importante abordar, através de uma análise quantitativa, o desenvolvimento destes estudos

sobre cianobactérias e identificar seus possíveis paradigmas.

Vanti (2002) considera que as técnicas quantitativas de avaliação das informações

hoje disponíveis podem ser divididas em “bibliometria, cienciometria, informetria e mais

recentemente, webometria”. Todas têm funções similares e cada uma delas propõe medir a

propagação do conhecimento científico e o fluxo da informação sob enfoques diversos.

As abordagens informétricas, bibliométricas e cienciométricas, pelas quais a ciência

pode ser retratada através dos resultados que alcançam, têm por base a noção de que a

essência da pesquisa científica é a produção de conhecimento e que a literatura científica é um

componente desse conhecimento (Macias-Chapula, 1998).

O termo cienciometria surgiu na antiga União Soviética, tornando-se mais conhecido

no final da década de 1970, com uma publicação na revista “Scientometrics”, na Hungria

(Vanti, 2002). De acordo com a mesma autora, os acadêmicos começaram a ter mais interesse

pela cienciometria na década de 1980 devido ao surgimento de um banco de dados de artigos

publicados em revistas indexadas e fornecidas para as universidades pelo antigo “Institute for

Scientific Information” (ISI, hoje Thomsom ISI). Esse banco de dados dispõe de informações

sobre as publicações de diversos periódicos, em diferentes abordagens e nos mais variados

campos do conhecimento (Strehl & Santos, 2002). Com a cienciometria, pode-se avaliar a

importância de determinado assunto, autor e/ou trabalho, além de evidenciar as tendências e

201

contribuições de uma determinada disciplina, um determinado pesquisador ou grupo de

pesquisadores, instituição ou país em relação ao avanço científico e tecnológico mundial

(Macias-Chapula, 1998; Strehl & Santos, 2002)

1.2 Hipótese

Há um aumento no interesse do problema de cianobactérias manifestado pelo número

de artigos publicados, principalmente em paises desenvolvidos.

1.3 Objetivos

O objetivo deste trabalho foi o de realizar um levantamento e análise da distribuição

geográfica dos estudos sobre ocorrência de populações de cianobactérias (artigos ecologia,

fisiologia, taxonomia), (defina o que significa artigos com populações) através de banco de

dados eletrônicos, entre 1999 e 2006.

Para tal foram avaliados os seguintes parâmetros:

- tendência temporal do número de artigos publicados sobre cianobactérias;

- localização das publicações nas principais regiões geopolíticas mundiais e

brasileiras;

- identificação do estado atual dos estudos em cianobactérias e as principais lacunas.

2 Material e Métodos

Para a análise quantitativa da importância de cianobactérias, foi utilizada a produção

bibliográfica como indicador dos resultados obtidos nesse campo das ciências naturais nos

últimos 8 anos. O levantamento quantitativo da literatura sobre populações de cianobactérias

foi realizado utilizando as principais fontes de dados disponíveis nos sítios “Institute of

Scientific Information, Thomson ISI” (“Web of Science”

http://isi3.newisiknowledge.com/portal.cgi, ISI Web of Knowledge, 2006), Science Direct,

PubMed, Periódicos Capes e somente o campo de pesquisa “TOPIC” foi preenchido usando o

termo “cyanobacteria” como palavra-chave com as suas diversas variações *cyanobacteria*,

*cyanophyta*, *cyanoprokaryotes*, *cyanophyceae*, *blue algae*, *blue-green algae*,

*myxophyta* com a opção “Title only”, que foi utilizada para restringir a pesquisa apenas

202

aqueles trabalhos diretamente relacionados com o estudo de cianobactérias e limitando o

período de publicação dos artigos de 1999 a 2006, com todos os nomes dos continentes

individuais.

Todos os trabalhos disponibilizados, pelos critérios de procura citados acima, foram

tabulados em planilha eletrônica e através dos seus respectivos resumos foram registrados. Foi

utilizado o “Thomson ISI” devido a sua abrangência quanto ao número de publicações e

qualidade das revistas científicas indexadas. Foram obtidas as seguintes informações de cada

um dos trabalhos que apresentaram os critérios relacionados acima: (i) ano de publicação do

artigo; (ii) periódico em que o artigo foi publicado; (iii) tipo de documento publicado (artigo,

revisão, carta, notas, resumos em anais, material editorial, correções); (iv) nacionalidade do

primeiro autor (local de trabalho), no caso de artigos com mais de um autor; (v) área

geográfica de enfoque do estudo; (vi) tipo de estudo (teórico, empírico ou descritivo); (vii)

ambiente aquático; (viii) tipo de organismo estudado (cianobactérias ou algas) e (ix) palavras-

chave. Buscas incluíram todas as línguas, porém somente artigos de língua inglês original ou

artigos com resumos em inglês foram aceito na revisão.

É reconhecido que um corpo significativo de conhecimento pode ter escapado da

inclusão nesta revisão. O levantamento foi realizado de março a dezembro de 2007, e janeiro

de 2008.

Foram selecionadas para a busca quatro bases de dados de reconhecimento

internacional, que abrangem conteúdos das áreas de Ciência Biológicas, Ciências da Saúde,

Ciências Ambientais e Ciências Agrárias: MEDLINE – “MEDlars onLINE, the Web of

Science , PubMed, Biological Abstracts, CAB Abstracts e o gerenciamento bibliográfico dos

dados foi através do EndNorte.

A variação da quantidade de artigos publicados sobre cianobactérias em função do

tempo decorrido após 1999 foi descrita através de uma reta de regressão linear simples, a

partir de diagrama de dispersão.

3 Resultados e Discussão

De acordo com o levantamento realizado, foram encontrados 8218 trabalhos no

período de 1999 a 2006 utilizando a palavra-chave “cyanobacteria” com suas diversas

variações. No entanto, nem todos continham as informações procuradas. Os trabalhos mais

antigos, encontrados nesse banco de dados (Thomson ISI), foram publicados nos anos de

1878 (vale a pena citar de quem) (1 trabalho), 1879 (vale a pena citar de quem) (1 trabalho),

203

1883 (1 trabalho), 1887 (3 trabalhos), sendo que globalmente esses números ultrapassaram

6% (518) dos trabalhos ano-1 para ecossistemas aquáticos (marinhos e água doce) até 1999

(Figura 1A) e 4,6% (118) trabalhos ano-1 para água doce especificamente (Tabela 1).

O levantamento mostrou um aumento crescente do interesse no tema

“cianobactérias”, como mostra o número de trabalhos publicados por ano (Tabela 1, 2 e

Figura 1).

Observando os dados apresentados na Tabela 1, é fácil ver a tendência de aumento de

trabalhos publicados sobre cianobactérias em função do tempo, principalmente a partir do ano

de 1999. A análise de regressão linear efetuada confirmou essa relação significativa entre o

número de artigos publicados com o passar do tempo (R² = 0,79; p = 86,88).

Tabela 1. Número de trabalhos publicados sobre cianobactérias em ecossistemas

aquáticos em geral e água doce, no mundo: 1999 – 2006 (Porcentagem com relação ao total

de trabalhos analisados)

Ano Trabalhos % Água doce %

1999 518 6,3 118 4,6

2000 896 10,9 281 11

2001 973 11,8 278 10,9

2002 1088 13,2 318 12,5

2003 1090 13,3 387 15,2

2004 1188 14,5 384 15

2005 1269 15,4 404 15,8

2006 1201 14,6 384 15

Total 8218 100 2554 100

204

Tabela 2. Distribuição do número de trabalhos publicados sobre cianobactérias nos diversos

continentes (1999 – 2006) (não tem chamada no texto para esta tabela!)

Ano África Am.

Central

Am.

Norte

Am. Sul Antártida Ásia Oceania Europa Demais

1999 14 1 81 29 6 143 35 183 26

2000 29 3 182 40 21 186 41 324 70

2001 19 1 192 35 17 227 70 351 62

2002 35 3 212 34 6 246 29 422 96

2003 34 2 197 57 13 259 32 327 169

2004 23 5 234 48 13 326 25 322 192

2005 29 5 263 37 9 316 39 348 222

2006 26 5 275 44 11 322 36 293 189

Total 209 25 1636 324 96 2025 307 2570 1026

Nos anos posteriores a 1999, observou-se um aumento expressivo do número de

trabalhos sobre cianobactérias (Figuras 1 e 2: existem duas fig. 2 – pág. 225 e 226) e, embora

as curvas de aumento não indiquem uma linearidade dos dados, sugerem um aumento

exponencial nítido do número de trabalhos ao longo do tempo. Esse aumento de publicações

sobre cianobactérias é um indicativo do aumento de pesquisadores interessados nessa área,

bem como de seu progresso cientifico, considerando que o número de publicações é uma das

medidas mais utilizadas para quantificar o progresso e a evolução de uma ciência (Verbeek et

al., 2002).

Segundo Macias-Chapula (1998) e Vanti (2002), a revista na qual o trabalho foi

publicado é um dos critérios, dentre outros, para avaliação do contexto em que se insere o

campo do conhecimento em avaliação. Em populações de cianobactérias, as revistas com alta

taxa de publicação, como observado na Figura 4, não editam apenas trabalhos específicos da

área relacionada às cianobactérias e são todas de circulação internacional. Esses fatores

indicam, junto com o crescente número de publicações (principalmente artigos) ao longo do

tempo, que ficologia de populações de cianobactérias é uma área com propósitos sólidos, em

constante expansão e com uma razoável rede de circulação do conhecimento adquirido.

Outro critério para avaliação dos trabalhos científicos, não abordado neste trabalho,

além da revista na qual eles foram publicados, é a freqüência com que um trabalho é citado

por outros. O número de citações é utilizado para avaliar o impacto de um trabalho na

205

comunidade científica diretamente ligada ao campo de abrangência do estudo (Verbeek et al.,

2002). Dessa forma, espera-se que um trabalho inédito, abrangente e com resultados

interessantes e inovadores, seja citado por vários outros autores. No entanto, a maioria dos

artigos publicados, em geral, não é citada ou apresenta uma freqüência de citação muito baixa

(Verbeek et al., 2002; Colquhoun, 2003). Em ficologia de populações de cianobactérias, esse

padrão não se mostrou anômalo. De acordo com Verbeek et al. (2002), o tempo de publicação

que um determinado trabalho está disponível na literatura não influencia seu índice de citação,

mas sim a qualidade do trabalho e, conseqüentemente, de sua produção bibliográfica e há uma

tendência a valores crescentes e positivos em direção às décadas de 1990 e 2000 (até 2006),

indicando que os trabalhos mais recentes tendem a ser mais citados.

Para Colquhoun (2003), embora a maioria dos trabalhos tenha sido publicada em

revistas consideradas de ampla circulação, apresentando, alguns, altos níveis de citação, não

foi observada correlação entre o número de citações dos artigos e o fator de impacto das

revistas em que foram publicados essas duas variáveis (citação e impacto) não se relacionam

pelo fato de que muitos trabalhos de boa qualidade são rejeitados por revistas de grande

impacto. Portanto, tais trabalhos são publicados em revistas menos expressivas (com fator de

impacto menor), porém apresentam alto índice de citação devido à qualidade e expressividade

de seus resultados. As revistas Nature e Science, conhecidas mundialmente pelo alto nível de

suas publicações, rejeitam, por exemplo, cerca de 95% dos trabalhos que recebem para

avaliação. Conforme Lawrence (2003), muitos trabalhos de boa qualidade são rejeitados

simplesmente devido ao anonimato ou falta de influência do autor e não pela qualidade do

trabalho desenvolvido. De certa forma, essa política que envolve os editores acaba

degradando o progresso da ciência, principalmente nos países desenvolvidos, onde o

investimento em pesquisa é maior (Barcinski, 2003).

Em estudos sobre populações de cianobactérias, os esforços de pesquisa foram

concentrados em três regiões territoriais: européia, asiática e norte americana (Figura 2A) e

desenvolvidos, em sua maioria, por autores também europeus, asiáticos e norte-americanos ou

que trabalham na União Européia, Ásia ou nos EUA. Segundo “4th Meeting of the Working

Group on Water and Health. Agenda item 6: Conference on cyanobacteria – Geneva,

Switzerland, 2004”, o grande número de publicações de autores europeus, asiáticos e norte

americanos (31%, 25% e 20% respectivamente) é o reflexo do investimento em infra-estrutura

e financiamento de pesquisas, não apenas por instituições públicas, mas também por empresas

privadas e organizações não-governamentais.

206

Apesar desses territórios ocuparem as primeiras posições quanto ao número de

autores e de estudos desenvolvidos sobre cianobactérias em suas áreas geográficas, a

discrepância entre esses valores (Figura 2 e 4) sugere que muitos pesquisadores dessas regiões

ou vinculados às instituições nacionais desenvolvem pesquisas em ecossistemas localizados

em outros países. Isto se deve, em parte, ao grande número de estrangeiros que se qualificam

nos EUA, na Europa e na Ásia, mas buscam os dados nos seus países de origem. Dessa forma,

o vínculo profissional fica consolidado com uma instituição de suas regiões, mas a pesquisa é

desenvolvida, de fato, em outra região geopolítica.

A ameaça causada pelas cianobactérias no abastecimento de água tem sido

reconhecida como uma crescente ameaça para os últimos 30 anos. Pesquisas sobre

cianobactérias, cianotoxinas e problemas associados são particularmente importantes em

regiões, especialmente de países desenvolvidos, onde um aumento da densidade populacional,

tem deixado um impacto tremendo sobre a qualidade da água. O aumento da eutrofização é a

maior preocupação, pois causa uma expansão das florações de cianobactérias. O centro

Europeu para Meio Ambiente e Saúde (OMS - Roma para Europa), conduziu um

levantamento da literatura para avaliar a atenção dada a cianobactérias desde a publicação

original (Chorus, 2001) em 1999. O resultado mostrou um aumento do interesse de alguns

países no problema de cianobactéria, como Alemanha, França, Hungria, Portugal e Suécia.

Outra hipótese que se complementa com a idéia anterior para explicar essa

discrepância pode estar ligada ao ambiente natural, uma vez que os trabalhos analisados são

de populações de cianobactérias. Algumas dessas regiões possuem poucos ecossistemas

naturais, sendo esses pobres em diversidade biológica quando comparados a outras regiões

(e.g. região tropical). Assim, muitos de seus pesquisadores ou vinculados às universidades

nacionais buscam ecossistemas localizados em outros países para desenvolverem seus

estudos.

Considerando que o investimento em ciência está diretamente relacionado com a

formação e qualificação de pesquisadores, mestres e doutores titulados (Mugnaini et al.,

2004), segundo os dados obtidos neste trabalho, a região asiática é a que apresenta maior

número de trabalhos científicos publicados precedidos da região européia. Populações de

cianobactérias ocorrem nos corpos d’água de todos países europeus e eles apresentam um

número de publicações relativamente alto (Figura 2).

As pesquisas iniciais sobre cianobactérias documentadas nos E.U.A. revelaram o

potencial veneno de alga verde-azul registrado em “The Bulletin of the Minnesota Academy

of Science” (Arthur, 1883). O primeiro caso descrito de doenças humanas devido às toxinas

207

de cianobactérias ocorridas em Charleston, Oeste da Virginia foi publicado no The American

Journal of Public Health (Tisdale, 1931).

O Brasil, apesar de ser considerado um país em desenvolvimento, apresenta uma boa

colocação quanto ao número de publicações sobre populações de cianobactérias, quando

comparado a outros países considerados desenvolvidos (Figura 1B). Embora a eutrofização

tenha sido reconhecida globalmente como uma preocupação crescente desde os anos de 1950

foi nas últimas três décadas que a proliferação de florações de cianobactérias tóxicas se tornou

reconhecida como um problema à saúde humana (Chorus & Bartram, 1999). A importância

relativa das toxinas só foi conhecida praticamente na América do Sul e Central depois das

florações de cianobactérias no Brasil. A ocorrência de florações de cianobactérias

potencialmente tóxicas tem sido registrada em quase todos estados brasileiros, da região Norte

a Sul.

De acordo com uma revisão de Sant’Anna e Azevedo (2000), os gêneros mais

comuns são Microcystis e Anabaena, mas um aumento em dominância de

Cylindrospermopsis foi detectado na última década (Bouvy, et al., 1999; Huszar et al., 2000).

Além disso, o isolamento de cianobactérias nanoplanctônicas tóxicas (Synechocystis

aquatilis) de cepas de cianobactérias costeiras e de reservatórios na região Nordeste Brasileiro

(Domingos et al., 1999; Komárek, et al., 2001) define uma mudança nova para a saúde

pública.

No continente africano com os seus 57 países, alguns dos quais são estados pequenos

e vários estão em situação de crises políticas nos seus territórios, pouco se investe nas

pesquisas sobre cianobactérias (Figura 2A), apesar da existência de várias organizações pan-

Africanas ou o não envolvimento dos países mais desenvolvidos da região, tal como África do

Sul.

A Austrália e a Nova Zelândia têm sido ativos e os maiores contribuintes de

trabalhos publicados sobre cianobactérias na região oceânica. Tem também sido relevante,

segundo trabalhos obtidos neste estudo, um investimento significativo em pesquisas

relacionadas ao controle e gestão das cianobactérias, particularmente em técnicas de

tratamento de água para remoção de cianotoxinas.

A distribuição geográfica desses trabalhos também mostrou que o problema de

cianobactérias é reconhecido como uma área de pesquisa básica e científica aplicada na

maioria dos países do mundo.

208

400

600

800

1000

1200

1400

Ano de publicação do artigo

1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006

Núm

ero

de a

rtig

os p

ublic

ados

15

20

25

30

35

40

A

B

Figura 1. Número de trabalhos sobre cianobactérias publicados ao longo dos últimos

8 anos do mundo e do Brasil. (1A): Mundo (n = 8218) e (1B): Brasil (n = 180).

209

y = 86,881x - 172952R2 = 0,7905

0

250

500

750

1000

1250

1500

1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006

Ano

Núm

ero

de a

rtig

os p

ublic

ados

Figura 2: A variação do número de trabalhos publicados sobre cianobactérias em

função do tempo decorrido após seu primeiro ano de levantamento dos dados.

210

0 500 1000 1500 2000 2500 3000

O

E

As

An

AS

AN

AC

A

307

2570

2025

96

324

1636

25

209

0 20 40 60 80 100 120

S

SE

N

NE

CO

6

107

25

39

3

A

B

Figura 3. Número de trabalhos sobre cianobactérias publicados ao longo dos últimos 8 anos

em diferentes regiões continentais e brasileiras: Mundo (2A) e Brasil (2B): 1999 – 2006 (2A:

A = África, AC = América Central, AN = América do Norte, AS = América do Sul, An =

211

Antártida, As = Ásia,. E = Europa e O = Oceania. 2B: CO = Centro Oeste, NE = Nordeste, N

= Norte, SE= Sudeste, S = Sul)

Figura 4. Número de trabalhos sobre cianobactérias publicados nas diferentes 5

regiões brasileira indicadas de 1 a 5: 1999 – 2006. (N = Região Norte, NE = Região Nordeste,

CO = Região Centro-Oeste, SE = Região Sudeste e S = Região Sul).

Os trabalhos analisados foram publicados, principalmente, como documentos na

forma de artigos e revisões em revistas diferentes. Porém, uma parte significativa (cerca de

21%, 77 revistas) continha menos de 12 trabalhos publicados. Dentre as 56 revistas com

número maior ou igual a 13 trabalhos, as seguintes podem ser destacadas com número maior

que 100: Hydrobiologia (189 artigos), Applied and Environmental Microbiology (189) e

Journal of Bacteriology (159). A Tabela 2 mostra as revistas com 100 ou mais trabalhos

publicados.

212

Tabela 2. Listagem número da ordem dos periódicos e do periódico correspondente durante o

período do estudo.

Nº de ordem Periódicos

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12

13

14

15

16

17

18

19

20

21

22

23

24

25

26

27

28

29

30

Acta Hydrobioloca Sinica

African Journal of Aquatic Science

Algae

Ambio

Applied and Environmental Microbiology

Applied Microbiology and Biotechnology

Aquaculture

Aquatic Ecology

Aquatic Microbial Ecology

Archiv fuer Hydrobiologie Supplement

Archiv Fur Hydrobiologie

Archives of Microbiology

Astrobiology

Biochemistry

Biochimica et Biophysica Acta

Biophysical Journal

Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences

Cryptogamie Algologie

Current Microbiology

Ecohydrology and Hydrobiology

Ecological Modelling

Environmental Microbiology

Environmental Toxicology

Estuaries and Coasts

European Journal of Biochemistry

European Journal of Phycology

Febs Letters

Fems Microbiology Ecology

Fems Microbiology Letters

Freshwater Biology

213

31

32

33

34

35

36

37

38

39

40

41

42

43

44

45

46

47

48

49

50

51

52

53

54

55

56

Harmful Algae

Hydrobiologia

International Journal on Algae

Journal of Applied Phycology

Journal of Bacteriology

Journal of Biological Chemistry

Journal of Freshwater Ecology

Journal of Phycology

Journal of Plankton Research

Journal of Plant Physiology

Lake and Reservoir Management

Limnology

Limnology and Oceanography

Marine Ecology Progress Series

Marine Pollution Bulletin

Microbial Ecology

Molecular Microbiology

Nature

Phycologia

Plant and Cell Physiology

Science

Toxicon

Water Resources Research

Water Science and Technology

World Journal of Microbiology & Biotechnology

Demais periódicos

214

4 Conclusões

A partir do levantamento bibliográfico realizado acima, sobre estudos sobre

cianobactérias e suas toxinas, podem ser apresentadas as seguintes conclusões:

- A área de pesquisa em cianobactérias e cianotoxinas está rapidamente adquirindo

maior importância cientifica em todas as regiões do mundo;.

- A presença de cianobactérias, freqüentemente associada com florações, tem sido

observado em vários ambientes nos diversos continentes, indicando se tratar de um problema

global relevante, em relação a produção de água para consumo em todas as regiões. Mudanças

climáticas poderão aumentar ainda mais a proliferação de cianobactérias ou aumentar os

períodos de floração.

- Muitos trabalhos sobre cianobactérias podem estar fora deste estudo, porque a

maioria deles encontra-se em relatórios, resumos expandidos, dissertações de mestrado e teses

de doutorados não publicados.

215

6 Referências Bibliográficas

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