Download - Tese 19-01-09 Corrigida
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
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-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
10
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
20
15
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
20
15
10
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
10
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
25
20
15
10
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
20
15
10
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
20
15
10
5
0
Pro
f. (
m)
Cond. (µS/cm)
OD (mgO2/L) pH
119
22 24 26 28 30 3230
25
20
15
10
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
15
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
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