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UNIVERSIDADE DE SÃO PAULO
ESCOLA DE ENGENHARIA DE SÃO CARLOS – SP
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM CIÊNCIAS DA ENGENHARIA
AMBIENTAL
ALESSANDRO MINILLO
ANÁLISE DA DISTRIBUIÇÃO, DENSIDADE E TOXICIDADE DE
FLORAÇÕES DE CIANOBACTÉRIAS E SUAS TOXINAS NOS RESERVATÓRIOS
DO MÉDIO E BAIXO RIO TIETÊ (SP) E RELAÇÃO COM AS CARACTERÍSTICAS
LIMNOLÓGICAS DO SISTEMA
TESE APRESENTADA À ESCOLA DE
ENGENHARIA DE SÃO CARLOS, DA
UNIVERSIDADE DE SÃO PAULO, COMO
PARTE DOS REQUISITOS PARA
OBTENÇÃO DO TÍTULO DE DOUTOR EM
CIÊNCIAS DA ENGENHARIA AMBIENTAL
ORIENTADOR: PROF. DR. EVALDO LUIZ
GAETA ESPÍNDOLA
SÃO CARLOS – SP
2005
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A água não é somente uma herança dos nossos predecessores.
ela é sobretudo um empréstimo aos nossos sucessores.
Sua proteção constitui uma necessidade vital, assim como uma
obrigação moral do Homem para com as gerações presentes e futuras.
Declaração Universal dos Direitos da Água
(HISTOIRE DE L´EAU, GEORGE IFRAH, PARIS, 1992)
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Ao meu pai JOÃO MINILLO NETTO (em memória), pelos seus
ensinamentos de caráter e de simplicidade para enfrentar a vida sem
medo de acreditar nos sonhos.
À minha querida mãe IVONE RAMOS MINILLO, por sempre acreditar
nos meus ideais, me ensinando a lutar e que sempre me acolheu em
todos os momentos.
A CARMEN FARIAS, minha companheira, amiga de todos as nossas
histórias, alegrias, tristezas, dificuldades e sonhos compartilhados.
AGRADECIMENTOS
Ao Professor Dr. Evaldo Luiz Gaeta Espíndola, pela orientação, amizade e sugestões que
muito contribuíram para a concretização e desenvolvimento deste trabalho.
Ao Professor Dr. João Sarkis Yunes, pela co-orientação, colaboração, confiança e amizade
que, nos anos de convivência, muito me ensinou, contribuindo para meu crescimento cientifico e
intelectual.
À Professara Dra. Odete Rocha, pela atenção, colaboração, disponibilização de
equipamentos e laboratório para a execução deste trabalho, além da sua singular solidariedade.
À banca examinadora pelas argüições e sujestões que muito contribiuram na finalização
deste trabalho.
Ao mano Mario, sua esposa Rosana e familiares que nos abrigaram em sua casa (Araras -
SP), durante os meses de expectativa e tentativas de admissão no curso de doutorado da USP.
Aos amigos de infância e de pescarias Zé, Ruy, Mazinho e a todos os seus familiares, pela
amizade sincera e pelas boas histórias que vivemos.
Aos técnicos de pesquisa do CRHEA, em especial aos irmãos Marcelo Menezes Nogueira e
Amândio Menezes Nogueira, pela colaboração nas atividades de coleta e análises, além dos bons
momentos de convívio, pescarias, prosas e “causos” compartilhados.
A toda equipe da Unidade de Pesquisa em Cianobactérias, pela colaboração nas análises,
pelo acolhimento, especialmente aos colegas Alexandre, Gilmar, Wilson, Luciano, Eder, Patrícia,
Nérile, Priscila, Ligia e Janaina.
Às colegas do CRHEA, Luci, Suze, Janete, Adriana, Nagui, Dulce, Érica, Andréia,
Fernanda, Mariana, Clarice, Evelin, Sabrina e Gisele pelos bons momentos de descontração e de
trabalho.
Aos colegas do CRHEA, Baptista, Ricardo Reis, Ricardo Braga, Mauro e Achiles e Abílio
pela amizade e convivência em São Carlos.
Aos funcionários do CRHEA e amigos Matheus e América Jacinto, pela generosidade e
conselhos dados durante o convívio, que me valeram para encarar a vida de uma forma melhor,
vencendo as dificuldades.
À amiga Márcia Eller e familiares, pelos bons e agradáveis momentos no CRHEA, além das
boas e inesquecíveis discussões sobre a vida, filosofia, religião e trabalho.
Aos casais de amigos Carol e Mauricio, Ricardo e Wilma, Regis e Liege, Roberto e Marci,
Felipe e Débora, Carmen Lucia e Marcelo, Rosa e Fabiano, Juliana e Caio, Rinaldo e Julia,
Domingos e Elaine, com os quais compartilhamos bons momentos durante nossa estadia em São
Carlos.
Aos colegas do DEBE - USFCar, José Valdecir, Alcides, Airton, Edna, Mariana, Luiz, Paulo,
Magno, Kátia, Rafael, Daniel, Patrícia, Cristiano, Evandro, Renata, Roberta, Ana Lucia, Fernanda,
Denise, Zezé, Rosana, Elisa, pelos bons momentos na hora do café e nas festas de final de ano.
À família Terroni, em especial a Julio, Jéferson, Jorge, José Terroni e Carlos A. Fauvel, pela
gentileza no auxílio e disponibilização de equipamentos que foram imprescindíveis na execução e
realização deste trabalho.
Aos funcionários da coordenação da pós-graduação e do CRHEA, em especial à
bibliotecária Mara por toda sua presteza, simpatia e boa vontade no desempenho do seu trabalho.
Aos bibliotecários da Biblioteca da Física e Central da EESC, em especial à Elena, por toda
a ajuda prestada na finalização deste trabalho.
A todos os professores do curso de pós-graduação que contribuíram para a elaboração
deste trabalho.
Ao Professor Dr. Sérgio Espínola e aos técnicos João e Marcelo do Laboratório de
Eletroquímica do Instituto de Química da USP (São Carlos) pela disponibilização do laboratório e
equipamentos que permitiram a execução deste trabalho.
Ao Instituto Agronômico de Campinas (IAC), pela disponização dos dados meteorológicos
que viabilizaram a realização deste trabalho.
A AES – Tietê / SA e a CESP, pela disponibilizacao dos dados de vazões dos reservatórios
estudados, que foram de extrema importância para a realização deste trabalho.
À Escola de Engenharia de São Carlos e ao PPG-SEA, pela oportunidade de realização do
curso de doutorado.
Ao CNPq pela concessão da bolsa de doutorado e ao MMA – Projeto Probio, que
garantiram a viabilidade de algumas das etapas de coleta deste trabalho.
RESUMO
Minillo, A. (2005). Análise da distribuição, densidade e toxicidade de florações de
cianobactérias e suas toxinas nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê (SP) e
relação com as características limnológicas do sistema. Tese (Doutorado). Escola de
Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo, São Carlos, SP, 2005.
Os reservatórios no Brasil, especialmente no Estado de São Paulo, são importantes
ecossistemas que foram construídos nos últimos 40 anos. Alguns destes reservatórios,
principalmente os do sistema em cascata do Médio e Baixo rio Tietê, encontram-se em
estado eutrófico. Florações de cianobactérias são freqüentemente relacionadas a estas
condições eutróficas, o que compromete os usos múltiplos destes reservatórios, implicando
em riscos à saúde humana e à biota aquática. Os objetivos deste estudo foram investigar a
ocorrência, distribuição e freqüência de florações de cianobactérias nestes reservatórios,
assim como quantificar as concentrações das cianotoxinas e a toxicidade destas florações,
relacionando-as às parâmetros físicos e químicos no ambiente que, eventualmente, atuam
como indutores da dominância das cianobactérias. Amostras (10 L) com florações de
cianobactérias foram coletadas à montante e próximo dos seis reservatórios do Médio e Baixo
rio Tietê (Barra Bonita, Bariri, Ibitinga, Promissão, Nova Avanhandava e Três Irmãos), entre
novembro/2002 e outubro/2003. Alíquotas (100 mL) dessas amostras foram coletadas e
preservadas (formalina 4 %) para identificação e quantificação em laboratório. O material
restante foi congelado e liofilizado para identificação e quantificação de cianotoxinas, e para
testes ecotoxicológicos. Variáveis físicas e químicas da água foram tomadas nos locais de
amostragem, e amostras complementares de água foram coletadas com bomba de sucção
integrando toda a coluna d´água. Nestas amostras, foram efetuadas análises de nutrientes
totais e dissolvidos, clorofila-a e composição da comunidade fitoplanctônica. Os testes de
toxicidade de diferentes concentrações de extratos de cianobactérias (liofilizados) foram
realizados por exposição de neonatos de Daphnia similis, Ceriodaphnia dubia, Ceriodaphnia
silvestrii (48h), e por injeções intraperitoniais em camundongos Swiss albino (24h). Os
resultados demonstraram que a classe Chlorophyceae obteve a maior riqueza de espécies,
enquanto que Cyanophyceae obteve a maior freqüência e densidade de organismos nas
amostras analisadas. Cianobactérias tóxicas, principalmente dos gêneros Microcystis,
Anabaena, Cylindrospermopsis, Raphidiopsis e Planktothrix foram encontradas em todas as
amostras coletadas. Cianotoxinas, como microcistinas, foram detectadas na maioria dos
reservatórios com valores que variaram de 2,17 a 150 µg/L. Contudo, toxinas paralisantes,
como saxitoxinas, foram encontradas em alguns reservatórios, com valores máximos
variando de 4,53 a 6,93 µg eq. STX/L. Todas as amostras testadas apresentaram toxicidade,
com variações de CE
50
-48h nos microcrustáceos, de 0,10 a 1,32 mg/mL (p.s.) para Daphnia
similis, 0,2 a 1,70 mg/mL (p.s.) para Ceriodaphnia dubia e 0,09 a 1,20 mg/mL (p.s.) para
Ceriodaphnia silvestrii. Com relação aos testes realizados com camundongos Swiss albino, a
DL
50
-24h variou de 48 a 904 mg/kg (p.s.). Embora tenha sido demonstrada a redução
gradativa da concentração de nutrientes ao longo do rio, principalmente de fósforo e
nitrogênio (total e dissolvido), indicando a capacidade depurativa dos sistemas ao longo da
seqüência de reservatórios em cascata, o presente estudo demonstrou que ainda assim há
manutenção de condições favoráveis para o desenvolvimento de florescimentos de
cianobactérias tóxicas em todos os reservatórios. Os resultados demonstraram que o
processo de eutrofização contínua e a presença de florações de cianobactérias tóxicas nos
reservatórios podem representar riscos potenciais à biota aquática ou às populações
humanas que utilizam essas águas para fins diversos. Esta situação representa um desafio
no manejo desse sistema em cascata, segundo as características operacional do sistema,
tais como o tempo de residência da água e outros fatores a serem considerados nestas
construções.
Palavras-chave: Fitoplâncton, Cianobactérias, Cianotoxinas, Ecotoxicologia, Reservatórios, rio
Tietê
ABSTRACT
MINILLO, A. (2005) Analysis of distribution, density and toxicity of cyanobacterial
blooms and its toxins in the reservoirs of Middle and Low Tietê river (SP) and relation
with limnological characteristics of this system. Tese (Doutorado). Escola de
Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo, São Carlos, SP, 2005.
Reservoirs in Brazil, particularly in São Paulo State, are important ecosystems which were
built up successively in the last 40 years. Some of these reservoirs, mainly at the Middle and
the Low Tietê river cascade system are eutrophic. Frequently cyanobacterial blooms are
related to these eutrophic conditions which compromise the multiple use of the reservoir,
implicating risk to human health and aquatic biota. This study aims to investigate occurrence,
distribution and frequency of cyanobacterial blooms in these reservoirs, just as quantify
cyanotoxin concentrations, and toxicity of these blooms, relating with physical and chemical
environmental parameters as inductors of the dominant of cyanobacteria. Samples (10 L) of
cyanobacterial blooms were collected near to the six reservoirs of the Middle and Low Tietê
River (Barra Bonita, Bariri, Ibitinga, Promissão, Nova Avanhandava and Três Irmãos),
between November/2002 and October/2003. Samples of cyanobacterial blooms were taking
from each reservoir with plankton net (20 µm). Aliquot (100 mL) of samples were collected
and preserved (formalin 4 %) for laboratory identification and quantification. The material
remaining were frozen and lyophilized for determination and quantification of cyanotoxins, and
for ecotoxicological tests. The water physical and chemical variables were evaluated in situ,
as well as complementary water samples were collected with a water-pump integrating all the
water column to analysis of total and dissolved nutrients, chlorophyll-a and the composition
phytoplankton community. The tests of toxicity of different concentrations of cyanobacterial
extracts (lyophilized) were carried out by exposition of neonates of Daphnia similis,
Ceriodaphnia dubia, and Ceriodaphnia silvestrii (48h), and intraperitoneal injection in Swiss
albino mice (24h). The results demonstrate that the Chlorophyceae class had the higher
richness of species, while Cyanophyceae had the higher frequency and density of organisms
in analysed samples. Toxic cyanobacteria, mainly of genera Microcystis, Anabaena,
Cylindrospermopsis, Raphidiopsis and Planktothrix, were found in all samples collected.
Cyanotoxins, mainly microcystins, were detected in the majority of reservoirs which values
were between 2.17 and 150 µg/L. However, paralytic toxins, such as saxitoxins, were found in
some reservoirs, which maximum values ranged from 4.53 to 6.93 µg eq. STX/L. All tested
samples were toxic, with range of CE
50
-48h in the microcrustaceans, from 0.10
_
1.32 mg/mL
(d.w.) to Daphnia similis, from 0.2
_
1.70 mg/mL (d.w.) to Ceriodaphnia dubia and from 0.09
_
1.20 mg/mL (d.w.) to Ceriodaphnia silvestrii. With respect to Swiss albino mice test, DL
50
-24h
varied from 48
_
904 mg/kg (d.w.). Although was demonstrated gradual reduction of nutrients
downstream, mainly phosphorus and nitrogen (total and dissolved), indicating the depurative
capacity of cascade reservoirs sequence, the present study still has demonstrated the
maintenance of favorable conditions to development of to toxic cyanobacterial blooms in all
the reservoirs. Results demonstrate that the continuous eutrophication process and toxic
cyanobacterial blooms in these reservoirs could represent a potential risk to the aquatic biota
and human populations who use these waters for multiple purposes. This situation represents
a challenge in the management of cascade system, according to reservoirs operational
system, such as water residence time and other factors which should be considered in these
constructions.
Word-key: Phytoplankton, Cyanobacteria, Cyanotoxins, Ecotoxicology, Reservoirs, Tietê river
LISTA DE FIGURAS
Figura 1.. Estrutura da microcistina. Fonte: Adaptada de Chorus & Bartram (1999).....................38
Figura 2. Estrutura da cilindrospermopsina....................................................................................40
Figura 3. Estrutura química das principais neurotoxinas.. .............................................................42
Figura 4. Distribuição das sub-bacias integrantes da bacia hidrográfica do rio Tietê. ...................50
Figura 5. Mapa do Estado de São Paulo e reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê, com
destaque dos pontos de coleta do presente estudo.................................................................51
Figura 6. Reservatório de Barra Bonita..........................................................................................52
Figura 7. Reservatório de Bariri.: ...................................................................................................53
Figura 8. Reservatório de Ibitinga. .................................................................................................54
Figura 9. Reservatório de Promissão.............................................................................................55
Figura 10. Reservatório de Nova Avanhandava. ...........................................................................56
Figura 11. Reservatório de Três Irmãos.........................................................................................58
Figura 12. Valores mensais de precipitação pluviométrica acumulada (mm) durante o estudo e
média histórica nas estações medidoras de Jaú, Araçatuba e Auriflama................................74
Figura 13. Valores dos perfis de temperatura (máximas e mínimas) durante o período de estudo
nas estações medidoras de Jaú, Araçatuba e Auriflama. ........................................................74
Figura 14. Valores de velocidade do vento (km/h) obtidos nas estações meteorológicas
localizadas na área de abrangência e no período de estudo...................................................75
Figura 15. Valores de vazão (m
3
/s) e tempo de residência da água (dias) nos reservatórios de
Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo...............................................................77
Figura 16. Perfis de pH e condutividade (µS/cm) nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em
novembro de 2002. ..................................................................................................................79
Figura 17. Perfis de pH e condutividade (µS/cm) nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em
fevereiro de 2003. ....................................................................................................................80
Figura 18. Perfis de pH e condutividade (µS/cm) nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em
abril de 2003.............................................................................................................................81
Figura 19. Perfis de pH e condutividade (µS/cm) nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em
junho de 2003...........................................................................................................................82
Figura 20. Perfis de pH e condutividade (µS/cm) nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em
agosto de 2003.........................................................................................................................83
Figura 21. Perfis de pH e condutividade (µS/cm) nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em
outubro de 2003. ......................................................................................................................84
Figura 22. Perfis de oxigênio dissolvido (mg/L) e temperatura (
0
C) nos reservatórios do Médio e
Baixo rio Tietê em novembro de 2002......................................................................................86
Figura 23. Perfis de oxigênio dissolvido (mg/L) e temperatura (
0
C) nos reservatórios do Médio e
Baixo rio Tietê em fevereiro de 2003........................................................................................87
Figura 24. Perfis de oxigênio dissolvido (mg/L) e temperatura (
0
C) nos reservatórios do Médio e
Baixo rio Tietê em abril de 2003...............................................................................................88
Figura 25. Perfis de oxigênio dissolvido (mg/L) e temperatura (
0
C) nos reservatórios do Médio e
Baixo rio Tietê em junho de 2003.............................................................................................89
Figura 26. Perfis de oxigênio dissolvido (mg/L) e temperatura (
0
C) nos reservatórios do Médio e
Baixo rio Tietê em agosto de 2003...........................................................................................90
Figura 27. Perfis de oxigênio dissolvido (mg/L) e temperatura (
0
C) nos reservatórios do Médio e
Baixo rio Tietê em outubro de 2003. ........................................................................................91
Figura 28. Variações das concentrações de material em suspensão total (mg/L) nos reservatórios
do Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo............................................................................92
Figura 29. Variações das contribuições das frações orgânicas e inorgânicas para a composição
do material em suspensão total nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o
estudo.......................................................................................................................................94
Figura 30. Profundidade (Prof), transparência (Transp) e limite da zona eufótica (Z euf) entre os
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo....................................95
Figura 31. Variações das concentrações de nitrito (µg/L) obtidas nos reservatórios do Médio e
Baixo rio Tietê durante o estudo...............................................................................................97
Figura 32. Variações das concentrações de nitrato (µg/L) obtidas nos reservatórios do Médio e
Baixo rio Tietê durante o estudo...............................................................................................98
Figura 33. Variações das concentrações do íon amônio (µg/L) obtidas nos reservatórios do Médio
e Baixo rio Tietê durante o estudo............................................................................................98
Figura 34. Variações das concentrações de nitrogênio orgânico total (µg/L) obtidas nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo......................................................99
Figura 35. Variações das concentrações de fósforo total (µg/L) obtidas nos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo...............................................................................100
Figura 36. Variações das concentrações de fosfato total dissolvido (µg/L) obtidas nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo....................................................101
Figura 37. Variações das concentrações de fosfato inorgânico dissolvido (µg/L) obtidas nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo....................................................101
Figura 38. Variações das concentrações de silicatos (µg/L) obtidas nos reservatórios do Médio e
Baixo rio Tietê durante o estudo.............................................................................................102
Figura 39. Relação entre as variações das razões NT/PT e NID/PID nos reservatórios do Médio e
Baixo rio Tietê durante o estudo.............................................................................................104
Figura 40. Concentrações de clorofila a e feofitina (µg/L) obtidas nos reservatórios do Médio e
Baixo rio Tietê durante o período. ..........................................................................................106
Figura 41. Valores dos índices de estado trófico para Secchi obtidos nos reservatórios do Médio
e Baixo rio Tietê durante o estudo..........................................................................................108
Figura 42. Valores dos índices de estado trófico para clorofila-a obtidos nos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo...............................................................................109
Figura 43. Valores dos índices de estado trófico para fósforo total obtidos nos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo ..............................................................................109
Figura 44. Valores dos índices de estado trófico para fosfato inorgânico obtidos nos reservatórios
do Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo..........................................................................110
Figura 45. Valores dos índices de estado trófico médio obtidos nos reservatórios do Médio e
Baixo rio Tietê durante o estudo.............................................................................................110
Figura 46. Abundância relativa e variação temporal das classes de fitoplâncton encontradas nos
reservatórios do Sistema Tietê durante o estudo...................................................................113
Figura 47. Densidade das classes fitoplanctônicas (org./L) nos reservatórios do Médio e Baixo rio
Tietê durante o estudo. ..........................................................................................................117
Figura 48. Abundância relativa das classes fitoplanctônicas nos reservatórios do Médio e Baixo
rio Tietê durante o estudo.durante o estudo...........................................................................119
Figura 49. Densidade e distribuição das formas coloniais e filamentosas de cianobactérias (org./
L) nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo.........................................125
Figura 50. Riqueza de táxons fitoplanctônicos registrados nos reservatórios do Médio e Baixo rio
Tietê durante os meses de coleta do estudo..........................................................................126
Figura 51. Variação no número de táxons entre as classes fitoplanctônicas ao longo dos meses
de estudo nos reservatório do Médio e Baixo rio Tietê . ........................................................127
Figura 52. Variação dos valores do Índice de Diversidade (bits/indivíduos) para a comunidade
fitoplanctônica nos reservatórios do rio Tietê durante o período de estudo...........................128
Figura 53. Diversidade e riqueza de espécies nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê
durante o período de estudo ..................................................................................................129
Figura 54. Variação dos valores de Uniformidade da comunidade fitoplanctônica nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo..................................130
Figura 55. Análise de agrupamento para similaridade na composição dos táxons encontrados nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em novembro de 2002...........................................132
Figura 56. Análise de agrupamento para similaridade na composição dos táxons encontrados nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê, em fevereiro de 2003............................................133
Figura 57. Análise de agrupamento para similaridade na composição dos táxons encontrados nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê, em abril de 2003. ..................................................133
Figura 58. Análise de agrupamento para similaridade na composição dos táxons encontrados nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê, em junho de 2003 .................................................134
Figura 59. Análise de agrupamento para similaridade na composição dos táxons encontrados nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê, em agosto de 2003. ..............................................134
Figura 60. Análise de agrupamento para similaridade na composição dos táxons encontrados nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê, em outubro de 2003..............................................135
Figura 61. Análise de agrupamento dos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em novembro de
2002. ......................................................................................................................................138
Figura 62. Análise de agrupamento dos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em fevereiro de
2003. ......................................................................................................................................139
Figura 63. Análise de agrupamento dos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em abril de
2003. ......................................................................................................................................139
Figura 64. Análise de agrupamento dos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em junho de
2003. ......................................................................................................................................140
Figura 65. Análise de agrupamento dos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em agosto de
2003. ......................................................................................................................................140
Figura 66. Análise de agrupamento dos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em outubro de
2003. ......................................................................................................................................141
Figura 67. Densidade das espécies de cianobactérias (colônias – filamentos / L) encontrados nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em novembro de 2002...........................................143
Figura 68. Densidade das espécies de cianobactérias (colônias – filamentos / L) encontrados nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em fevereiro de 2003.............................................144
Figura 69. Densidade das espécies de cianobactérias (colônias – filamentos / L) encontrados nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em abril de 2003. ...................................................144
Figura 70. Densidade das espécies de cianobactérias (colônias – filamentos / L) encontrados nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em junho de 2003. .................................................145
Figura 71. Densidade das espécies de cianobactérias (colônias – filamentos / L) encontrados nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em agosto de 2003. ...............................................145
Figura 72. Densidade das espécies de cianobactérias (colônias – filamentos / L) encontrados nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em outubro de 2003...............................................146
Figura 73. Distribuição e densidade das formas de cianobactérias (coloniais - filamentosas / L)
presentes nos florescimento nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo.147
Figura 74. Densidade das espécies de cianobactérias (células/mL) encontradas nos reservatórios
do Médio e Baixo rio Tietê em novembro de 2002.................................................................149
Figura 75. Densidade das espécies de cianobactérias (células/mL) encontradas nos reservatórios
do Médio e Baixo rio Tietê em fevereiro de 2003...................................................................150
Figura 76. Densidade das espécies de cianobactérias (células/mL) encontradas nos reservatórios
do Médio e Baixo rio Tietê em abril de 2003..........................................................................150
Figura 77. Densidade das espécies de cianobactérias (células/mL) encontradas nos reservatórios
do Médio e Baixo rio Tietê em junho de 2003........................................................................151
Figura 78. Densidade das espécies de cianobactérias (células/mL) encontradas nos reservatórios
do Médio e Baixo rio Tietê em agosto de 2003......................................................................151
Figura 79. Densidade das espécies de cianobactérias (células/mL) encontradas nos reservatórios
do Médio e Baixo rio Tietê em outubro de 2003.....................................................................152
Figura 80. Concentrações de microcistinas totais (µg/L) detectadas nos reservatórios do Médio e
Baixo rio Tietê durante o período de estudo. .........................................................................153
Figura 81. Cromatograma (CLAE) da amostra coletada no reservatório de Nova Avanhandava
(novembro/2002), com a detecção das saxitoxinas (STX) e neosaxitoxinas (NEO)..............154
Figura 82. Cromatograma (CLAE) da amostra coletada no reservatório de Nova Avanhandava
(novembro/2002), com a detecção das variantes das goniautoxinas. ...................................154
Figura 83. Concentrações de PSTs (µg eq. SXT/L) detectadas nos reservatórios do Médio e
Baixo rio Tietê durante o período de estudo. .........................................................................155
Figura 84. Relação entre as concentrações de microcistinas totais (µg/L) e a densidade de
cianobactérias (cél/mL) nos reservatórios do Sistema Tietê durante o período de estudo....157
Figura 85. Relação entre as concentrações de PSTs (µg eq. STX/L) e a densidade de
cianobactérias (cél/mL) nos reservatórios do Sistema Tietê durante o período de estudo....158
Figura 86. Quadro dos efeitos tóxicos observados nos biensaios com camundongos Swiss albino
expostas aos extratos liofilizados de florações de cianobactérias coletadas nos reservatórios
do Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo..........................................................................159
Figura 87. Valores das doses letais (DL
50
– 24 h) em Swiss albino com os extratos liofilizados de
florações de cianobactérias coletadas nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o
estudo.....................................................................................................................................160
Figura 88. Valores das concentrações letais (CL
50
– 48 h) em Daphnia similis com os extratos
liofilizados de florações de cianobactérias coletadas nos reservatórios do Médio e Baixo rio
Tietê durante o estudo ...........................................................................................................162
Figura 89. Valores das concentrações letais (CL
50
– 48 h) em Ceriodaphnia silvestrii com os
extratos liofilizados de florações de cianobactérias coletadas nos reservatórios do Médio e
Baixo rio Tietê durante o estudo.............................................................................................163
Figura 90. Valores das concentrações letais (CL
50
– 48 h) em Ceriodaphnia dubia com os
extratos liofilizados de florações de cianobactérias coletadas nos reservatórios do Médio e
Baixo rio Tietê durante o estudo.............................................................................................164
Figura 91. Coleta de amostra no reservatório de Barra Bonita (novembro/2002) em locais com
florações de cianobactérias à montante (a) e utilização destas águas para pesca na região à
jusante do reservatório (b). ....................................................................................................228
Figura 92. Coleta das natas de floração de cianobactérias (a) e utilização desta área para
atividades de recreação e lazer (b) no reservatório de Nova Avanhandava
(novembro/2002).... ................................................................................................................228
LISTA DE TABELAS
Tabela 1. Características morfométricas do reservatório de Barra Bonita.....................................53
Tabela 2. Características morfométricas do reservatório de Bariri. ...............................................54
Tabela 3. Características morfométricas do reservatório de Ibitinga.............................................55
Tabela 4. Características morfométricas do reservatório de Promissão........................................56
Tabela 5. Características morfométricas do reservatório de Nova Avanhandava. ........................57
Tabela 6. Características morfométricas do reservatório de Três Irmãos. ....................................58
Tabela 7. Metodologia de análise dos nutrientes considerados no presente estudo.....................60
Tabela 8. Valores de precipitação acumulada entre as estações medidoras nas cidades de Jaú,
Araçatuba e Auriflama durante o período de estudo..............................................................294
Tabela 9. Valores de temperatura do ar (máxima e mínima) entre as estações medidoras nas
cidades de Jaú, Araçatuba e Auriflama durante o período de estudo....................................294
Tabela 10. Valores da velocidade do vento (km/h) entre as estações medidoras nas cidades de
Jaú, Araçatuba e Auriflama durante o período de estudo......................................................294
Tabela 11. Valores mensais de vazão defluente e tempo de residência da água nos reservatórios
do Médio e Baixo rio Tietê, entre 2002 e 2003.......................................................................295
Tabela 12. Valores máximos e mínimos de pH, condutividade, oxigênio dissolvido, temperatura
da água e horário de coleta nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê, em novembro de
2002. ......................................................................................................................................297
Tabela 13. Valores máximos e mínimos de pH, condutividade, oxigênio dissolvido, temperatura
da água e horário de coleta nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê, em fevereiro de
2003. ......................................................................................................................................297
Tabela 14. Valores máximos e mínimos de pH, condutividade, oxigênio dissolvido, temperatura
da água e horário de coleta nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê, em abril de 2003.298
Tabela 15. Valores máximos e mínimos de pH, condutividade, oxigênio dissolvido, temperatura
da água e horário de coleta nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê, em junho de
2003..... ..................................................................................................................................298
Tabela 16. Valores máximos e mínimos de pH, condutividade, oxigênio dissolvido, temperatura
da água e horário de coleta nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê, em agosto de
2003... ....................................................................................................................................299
Tabela 17. Valores máximos e mínimos de pH, condutividade, oxigênio dissolvido, temperatura
da água e horário de coleta nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê, em outubro de
2003. ......................................................................................................................................299
Tabela 18. Concentrações do material em suspensão (total, orgânico e inorgânico) obtidas nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo..................................300
Tabela 19. Valores de profundidade (m), transparência (Secchi) e limite de zona eufótica (Zeuf)
na água dos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo.............300
Tabela 20. Concentrações de nitrito, nitrato, íon amônio, nitrogênio orgânico total, fósforo total,
fosfato total dissolvido, fósforo inorgânico e silicatos nos reservatórios do Médio e Baixo rio
Tietê em novembro de 2002. .................................................................................................301
Tabela 21. Concentrações de Nitrito, Nitrato, Íon Amônio, Nitrogênio Orgânico Total, Fósforo
Total, Fosfato Total Dissolvido, Fósforo Inorgânico e Silicatos nos reservatórios do Médio e
Baixo rio Tietê em fevereiro de 2003......................................................................................301
Tabela 22. Concentrações de Nitrito, Nitrato, Íon Amônio, Nitrogênio Orgânico Total, Fósforo
Total, Fosfato Total Dissolvido, Fósforo Inorgânico e Silicatos nos reservatórios do Médio e
Baixo rio Tietê em abril de 2003.............................................................................................302
Tabela 23. Concentrações de Nitrito, Nitrato, Íon Amônio, Nitrogênio Orgânico Total, Fósforo
Total, Fosfato Total Dissolvido, Fósforo Inorgânico e Silicatos nos reservatórios do Médio e
Baixo rio Tietê em junho de 2003...........................................................................................302
Tabela 24. Concentrações de Nitrito, Nitrato, Íon Amônio, Nitrogênio Orgânico Total, Fósforo
Total, Fosfato Total Dissolvido, Fósforo Inorgânico e Silicatos nos reservatórios do Médio e
Baixo rio Tietê em agosto de 2003.........................................................................................303
Tabela 25. Concentrações de Nitrito, Nitrato, Íon Amônio, Nitrogênio Orgânico Total, Fósforo
Total, Fosfato Total Dissolvido, Fósforo Inorgânico e Silicatos nos reservatórios do Médio e
Baixo rio Tietê em outubro de 2003. ......................................................................................303
Tabela 26. Valores calculados entre as razões NT/PT e NID/PID nos reservatórios do Médio e
Baixo rio Tietê em novembro de 2002....................................................................................304
Tabela 27. Valores calculados entre as razões NT/PT e NID/PID nos reservatórios do Médio e
Baixo rio Tietê em fevereiro de 2003......................................................................................304
Tabela 28. Valores calculados entre as razões NT/PT e NID/PID nos reservatórios do Médio e
Baixo rio Tietê em abril de 2003.............................................................................................304
Tabela 29. Valores calculados entre as razões NT/PT e NID/PID nos reservatórios do Médio e
Baixo rio Tietê em junho de 2003...........................................................................................305
Tabela 30. Valores calculados entre as razões NT/PT e NID/PID nos reservatórios do Médio e
Baixo rio Tietê em agosto de 2003.........................................................................................305
Tabela 31. Valores calculados entre as razões NT/PT e NID/PID nos reservatórios do Médio e
Baixo rio Tietê em outubro de 2003. ......................................................................................305
Tabela 32. Concentrações de clorofila a e feofitina (µg/L), obtidas nos reservatórios do Médio e
Baixo rio Tietê durante o período de estudo. .........................................................................306
Tabela 33. Valores do Índice de estado trófico para o secchi (IET) e estado trófico (ET), nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo..................................307
Tabela 34. Valores do Índice de estado trófico para a clorofila a (IET) e estado trófico (ET), nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo..................................307
Tabela 35. Valores do Índice de estado trófico para o fósforo total (IET) e estado trófico (ET), nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo..................................307
Tabela 36. Valores do Índice de estado trófico para o fosfato inorgânico dissolvido (IET) e estado
trófico (ET), nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo. ......308
Tabela 37. Valores do Índice de estado trófico médio (IET) e estado trófico (ET), nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo..................................308
Tabela 38. Total de táxons inventariados em cada classe taxonômica nos reservatórios do Médio
e Baixo rio Tietê durante o estudo..........................................................................................309
Tabela 39. Total de táxons encontrados em cada classe taxonômica, nos reservatórios do Médio
e Baixo rio Tietê em novembro de 2002.................................................................................309
Tabela 40. Total de táxons encontrados em cada classe taxonômica, nos reservatórios do Médio
e Baixo rio Tietê em fevereiro de 2003...................................................................................310
Tabela 41. Total de táxons encontrados em cada classe taxonômica, nos reservatórios do Médio
e Baixo rio Tietê em abril de 2003..........................................................................................310
Tabela 42. Total de táxons encontrados em cada classe taxonômica, nos reservatórios do Médio
e Baixo rio Tietê em junho de 2003........................................................................................311
Tabela 43. Total de táxons encontrados em cada classe taxonômica, nos reservatórios do Médio
e Baixo rio Tietê em agosto de 2003......................................................................................311
Tabela 44. Total de táxons encontrados em cada classe taxonômica, nos reservatórios do Médio
e Baixo rio Tietê em outubro de 2003. ...................................................................................312
Tabela 45. Densidade de organismos (org./ L) em cada classe de fitoplâncton, nos reservatórios
do Sistema Tietê em novembro de 2002................................................................................312
Tabela 46. Densidade de organismos (org./ L) em cada classe de fitoplâncton, nos reservatórios
do Sistema Tietê em fevereiro de 2003..................................................................................313
Tabela 47. Densidade de organismos (org./ L) em cada classe de fitoplâncton, nos reservatórios
do Sistema Tietê em abril de 2003.........................................................................................313
Tabela 48. Densidade de organismos (org./ L) em cada classe de fitoplâncton, nos reservatórios
do Sistema Tietê em junho de 2003.......................................................................................314
Tabela 49. Densidade de organismos (org./ L) em cada classe de fitoplâncton, nos reservatórios
do Sistema Tietê em agosto de 2003.....................................................................................314
Tabela 50. Densidade de organismos (org./ L) em cada classe de fitoplâncton, nos reservatórios
do Sistema Tietê em outubro de 2003. ..................................................................................315
Tabela 51. Densidade relativa (%) das classes fitoplanctônicas encontradas nos reservatórios do
Sistema Tietê em novembro de 2002. ...................................................................................315
Tabela 52. Densidade relativa (%) das classes fitoplanctônicas encontradas nos reservatórios do
Sistema Tietê em fevereiro de 2003. .....................................................................................316
Tabela 53. Densidade relativa (%) das classes fitoplanctônicas encontradas nos reservatórios do
Sistema Tietê em abril de 2003..............................................................................................316
Tabela 54. Densidade relativa (%) das classes fitoplanctônicas encontradas nos reservatórios do
Sistema Tietê em junho de 2003............................................................................................317
Tabela 55. Densidade relativa (%) das classes fitoplanctônicas encontradas nos reservatórios do
Sistema Tietê em agosto de 2003..........................................................................................317
Tabela 56. Densidade relativa (%) das classes fitoplanctônicas encontradas nos reservatórios do
Sistema Tietê em outubro de 2003. .......................................................................................318
Tabela 57. Distribuição e densidade dos táxons do fitoplâncton encontrados nos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê em novembro de 2002......................................................................319
Tabela 58. Distribuição e densidade dos táxons do fitoplâncton encontrados nos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê em fevereiro de 2003........................................................................320
Tabela 59. Distribuição e densidade dos táxons do fitoplâncton encontrados nos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê em abril de 2003...............................................................................322
Tabela 60. Distribuição e densidade dos táxons do fitoplâncton encontrados nos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê em junho de 2003.............................................................................323
Tabela 61. Distribuição e densidade dos táxons do fitoplâncton encontrados nos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê em agosto de 2003...........................................................................324
Tabela 62. Distribuição e densidade dos táxons do fitoplâncton encontrados nos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê em outubro de 2003..........................................................................326
Tabela 63. Densidade e distribuição das formas coloniais e filamentosas (col - fil./ L) da classe
Cyanophyceae nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo. ...................328
Tabela 64. Riqueza de espécies fitoplanctônicas encontradas nos reservatórios do Médio e Baixo
rio Tietê durante o período de estudo. ...................................................................................329
Tabela 65. Riqueza de espécies entre as classes fitoplanctônicas presentes nos reservatórios do
Sistema Tietê durante os meses de estudo. ..........................................................................329
Tabela 66. Valores do índice de diversidade (Bits/ind.) obtidos nos reservatórios do Médio e
Baixo rio Tietê durante o estudo.............................................................................................330
Tabela 67. Valores do Índice de Uniformidade obtidos nos reservatórios do Médio e Baixo rio
Tietê durante o estudo. ..........................................................................................................330
Tabela 68. Índice de similaridade da comunidade fitoplanctônica, segundo o método de Bray &
Curtis (ligação completa), encontrada nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em
novembro de 2002. ................................................................................................................331
Tabela 69. Índice de similaridade da comunidade fitoplanctônica, segundo o método de Bray &
Curtis (ligação completa), encontrada nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em
fevereiro de 2003. ..................................................................................................................331
Tabela 70. Índice de similaridade da comunidade fitoplanctônica, segundo o método de Bray &
Curtis (ligação completa), encontrada nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em abril de
2003. ......................................................................................................................................332
Tabela 71. Índice de similaridade da comunidade fitoplanctônica, segundo o método de Bray &
Curtis (ligação completa), encontrada nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em junho
de 2003. .................................................................................................................................332
Tabela 72. Índice de similaridade da comunidade fitoplanctônica, segundo o método de Bray &
Curtis (ligação completa), encontrada nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em agosto
de 2003. .................................................................................................................................333
Tabela 73. Índice de similaridade da comunidade fitoplanctônica, segundo o método de Bray &
Curtis (ligação completa), encontrada nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em
outubro de 2003. ....................................................................................................................333
Tabela 74. Resultados da análise de componentes principais nos meses de novembro/2002,
fevereiro/2003 e abril/2003 nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê. ............................334
Tabela 75. Resultados da análise de componentes principais nos meses de junho/2003,
agosto/2003 e outubro/2003 nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê. ..........................334
Tabela 76. Distribuição e densidade das espécies de cianobactérias (colônias – filamentos / L)
encontradas nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em novembro de 2002 ...............335
Tabela 77. Distribuição e densidade das espécies de cianobactérias (colônias – filamentos / L)
encontradas nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em fevereiro de 2003. ................335
Tabela 78. Distribuição e densidade das espécies de cianobactérias (colônias – filamentos / L)
encontradas nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em abril de 2003.........................336
Tabela 79. Distribuição e densidade das espécies de cianobactérias (colônias – filamentos / L)
encontradas nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em junho de 2003.......................336
Tabela 80. Distribuição e densidade das espécies de cianobactérias (colônias – filamentos / L)
encontradas nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em agosto de 2003.....................337
Tabela 81. Distribuição e densidade das espécies de cianobactérias (colônias – filamentos / L)
encontradas nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em outubro de 2003. ..................337
Tabela 82. Densidade e distribuição das formas coloniais e filamentosas (col - fil./ L) de
cianobactérias nas florações nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o
estudo.....................................................................................................................................338
Tabela 83. Valores de densidade das espécies de cianobactérias (células/mL) encontradas nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em novembro de 2002...........................................339
Tabela 84. Valores de densidade das espécies de cianobactérias (células/mL) encontradas nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em fevereiro de 2003.............................................339
Tabela 85. Valores de densidade das espécies de cianobactérias (células/mL) encontradas nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em abril de 2003. ...................................................339
Tabela 86. Valores de densidade das espécies de cianobactérias (células/mL) encontradas nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em junho de 2003. .................................................340
Tabela 87. Valores de densidade das espécies de cianobactérias (células/mL) encontradas nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em agosto de 2003. ...............................................340
Tabela 88. Valores de densidade das espécies de cianobactérias (células/mL) encontradas nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em outubro de 2003...............................................340
Tabela 89. Concentrações de microcistinas totais (µg/L) detectadas na água dos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo.............................................................341
Tabela 90. Concentrações das toxinas paralisantes (µg eq SXT/L) detectadas na água dos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo..................................341
Tabela 91. Concentrações de saxitoxinas (µg/L) detectadas na água dos reservatórios do Médio
e Baixo rio Tietê durante o período de estudo. ......................................................................341
Tabela 92. Concentrações de neosaxitoxinas (µg/L) detectadas na água dos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo.............................................................342
Tabela 93. Concentrações de goniautoxinas GTX - 1 (µg/L) detectadas na água dos reservatórios
do Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo........................................................342
Tabela 94. Concentrações de goniautoxinas GTX - 2 (µg/L) detectadas na água dos reservatórios
do Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo........................................................342
Tabela 95. Concentrações de goniautoxinas GTX - 3 (µg/L) detectadas na água dos reservatórios
do Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo........................................................343
Tabela 96. Concentrações de goniautoxinas GTX - 4 (µg/L) detectadas na água dos reservatórios
do Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo........................................................343
Tabela 97. Análise de correlação entre as cianotoxinas (Microcistinas e PSTs) detectadas e a
densidade dos gêneros de cianobactérias (Microcystis, Anabaena, Planktothrix e
Cylindrospermopsis ) produtoras dessas toxinas durante o período de estudo.....................343
Tabela 98. Valores das doses letais (DL
50
– 24 h) em Swiss albino com os extratos liofilizados de
florações de cianobactérias coletadas nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o
estudo.....................................................................................................................................344
Tabela 99. Valores das concentrações letais (CL
50
– 48 h) e desvio padrão em Daphnia similis
com os extratos liofilizados de florações de cianobactérias coletadas nos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo...............................................................................344
Tabela 100. Carta controle de sensibilidade para Daphnia similis utilizada nos testes
ecotoxicológicos, segundo intervalo de confiança de 95%, com K
2
Cr
2
O
7
(mg/L) como
substância de referência. .......................................................................................................345
Tabela 101. Valores das concentrações letais (CL
50
– 48 h) e desvio padrão em Ceriodaphnia
silvestrii com os extratos liofilizados de florações de cianobactérias coletadas nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo....................................................345
Tabela 102. Carta controle de sensibilidade para Ceriodaphnia silvestrii utilizada nos testes
ecotoxicológicos, segundo intervalo de confiança de 95%, com NaCl (mg/L) como substância
de referência. .........................................................................................................................346
Tabela 103. Valores das concentrações letais (CL
50
– 48 h) e desvio padrão em Ceriodaphnia
dubia com os extratos liofilizados de florações de cianobactérias coletadas nos reservatórios
do Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo..........................................................................346
Tabela 104. Carta controle de sensibilidade para Ceriodaphnia dubia utilizada nos testes
ecotoxicológicos, segundo intervalo de confiança de 95%, com NaCl (mg/L) como substância
de referência. .........................................................................................................................347
SUMÁRIO
1 INTRODUÇÃO .................................................................................................................26
1.1 Revisão bibliográfica .............................................................................................28
1.1.1 Reservatórios em cascata e impactos da eutrofização ........................................28
1.1.2 Cianobactérias......................................................................................................30
1.1.3 Diversidade morfológica das cianobactérias ........................................................31
1.1.4 Versatilidade ecológica das cianobactérias..........................................................32
1.1.5 Florações tóxicas de cianobactérias.....................................................................33
1.1.6 Ocorrência de florações de cianobactérias no Brasil ...........................................33
1.1.7 Florações de cianobactérias no Estado de São Paulo.........................................35
1.1.8 Cianotoxinas.........................................................................................................36
1.1.8.1 Hepatotoxinas...............................................................................................37
1.1.8.1.1 Microcistinas e nodularinas......................................................................37
1.1.8.1.2 Cilindrospermopsina ................................................................................39
1.1.8.2 Neurotoxinas.................................................................................................40
1.1.8.2.1 Anatoxina-a e homoanatoxina-a ..............................................................40
1.1.8.2.2 Anatoxina-a(s)..........................................................................................41
1.1.8.2.3 Saxitoxinas:..............................................................................................41
1.1.9 Avaliação da toxicidade e detecção de cianotoxinas ...........................................42
1.1.10 Evidencias de intoxicações ocasionadas pelas cianotoxinas...........................44
1.1.11 Padrões e limites de cianotoxinas na água ......................................................45
1.1.12 Efeitos tóxicos das cianotoxinas sobre organismos zooplanctônicos...............46
1.1.13 Ecotoxicologia e organismos-teste ...................................................................47
2 OBJETIVO GERAL..........................................................................................................49
2.1 Objetivos Específicos ............................................................................................49
3 MATERIAL E MÉTODOS ................................................................................................50
3.1 Caracterização da área estudo..............................................................................50
3.1.1 Reservatório de Barra Bonita ...............................................................................52
3.1.2 Reservatório de Bariri...........................................................................................53
3.1.3 Reservatório de Ibitinga........................................................................................54
3.1.4 Reservatório de Promissão ..................................................................................55
3.1.5 Reservatório de Nova Avanhandava....................................................................56
3.1.6 Reservatório de Três Irmãos ................................................................................57
3.2 Variáveis Climatológicas .......................................................................................58
3.3 Fatores abióticos....................................................................................................59
3.3.1 Vazão e tempo de residência da água .................................................................59
3.3.2 Coleta ...................................................................................................................59
3.3.3 Temperatura da água, concentração de oxigênio dissolvido, condutividade,
turbidez e pH ....................................................................................................................59
3.3.4 Transparência da água.........................................................................................60
3.3.5 Material em suspensão.........................................................................................60
3.3.6 Nutrientes .............................................................................................................60
3.4 Fatores Bióticos .....................................................................................................61
3.4.1 Clorofila a e Feofitina............................................................................................61
3.4.2 Coleta dos organismos fitoplanctônicos nos reservatórios do sistema Tietê .......61
3.4.3 Coleta das florações de cianobactérias nos reservatórios do sistema Tietê........62
3.4.4 Análise qualitativa e quantitativa dos grupos fitoplanctônicos..............................62
3.5 Índices biológicos calculados...............................................................................63
3.6 Índices de estado trófico (IET) ..............................................................................64
3.7 Testes Toxicológicos com Florações de Cianobactérias...................................65
3.7.1 Teste de toxicidade aguda com amostras coletadas nos reservatórios do Médio e
Baixo rio Tietê...................................................................................................................65
3.7.1.1 Teste toxicológico com camundongos Swiss albino.....................................66
3.7.1.2 Teste toxicológico com microcrustáceos ......................................................66
3.7.1.2.1 Preparo dos extratos algais liofilizados de cianobactérias para os testes
ecotoxicológicos. ......................................................................................................66
3.7.1.2.2 Delineamento dos testes de toxicidade aguda com Daphnia similis,
Ceriodaphnia dubia e Ceriodaphnia silvestrii ...........................................................67
3.7.1.2.3 Manutenção das culturas de microcrustáceos.........................................67
3.7.1.2.4 Controle de qualidade dos organismos-teste ..........................................69
3.7.1.3 Análise de cianotoxinas em florações de cianobactérias presentes nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê ......................................................................70
3.7.1.3.1 Quantificação de hepatotoxinas com o imunoensaio para microcistinas.70
3.7.1.3.2 Quantificação de neurotoxinas (saxitoxinas, neosaxitoxinas e
goniautoxinas) em cromatografia líquida de alta eficiência (CLAE) .........................70
3.8 Análise dos Resultados .........................................................................................71
4 RESULTADOS.................................................................................................................73
4.1 Variáveis Climatológicas .......................................................................................73
4.1.1 Precipitação pluviométrica....................................................................................73
4.1.2 Temperatura do ar................................................................................................74
4.1.3 Velocidade do vento .............................................................................................75
4.2 Variáveis Hidrológicas ...........................................................................................75
4.2.1 Valores de vazão defluente e tempo de residência da água nos reservatórios do
Sistema Tietê....................................................................................................................75
4.3 Variáveis Físicas, Quimicas e Biológicas (Clorofila a) da Água ........................78
4.3.1 pH e Condutividade elétrica da água nos Reservatórios do Sistema Tietê..........78
4.3.2 Oxigênio dissolvido e temperatura na coluna d`água nos reservatórios do Sistema
Tietê..................................................................................................................................85
4.3.3 Concentração de material em suspensão na água dos reservatórios do Sistema
Tietê... ..............................................................................................................................92
4.3.4 Limite da zona eufótica nos reservatórios do Sistema Tietê ................................95
4.3.5 Concentrações de nutrientes nos reservatórios do Sistema Tietê .......................96
4.3.5.1 Formas nitrogenadas....................................................................................96
4.3.5.2 Formas fosfatadas ........................................................................................99
4.3.5.3 Silicatos ......................................................................................................101
4.3.6 Análise entre as razões NT/PT e NID/PID nos reservatórios do Sistema Tietê .102
4.3.7 Concentrações de clorofila-a e feofitina nos reservatórios do Sistema Tietê.....105
4.3.8 Índice de estado trófico nos reservatórios do Sistema Tietê..............................107
4.4 Composição, Distribuição Temporal e Densidade da Comunidade
Fitoplanctônica nos Reservatórios do Sistema Tietê...................................................111
4.4.1 Composição da Comunidade Fitoplanctônica nos reservatórios do Sistema
Tietê... ............................................................................................................................111
4.4.2 Distribuição temporal das classes fitoplanctônicas nos reservatórios do Sistema
Tietê... ............................................................................................................................111
4.4.3 Densidade das classes fitoplanctônicas nos reservatórios do Sistema Tietê ....115
4.4.4 Abundância Relativa das Classes Fitoplanctônicas nos Reservatórios do Sistema
Tietê................................................................................................................................118
4.4.5 Distribuição e densidade dos táxons fitoplanctônicas nos reservatórios do
Sistema Tietê..................................................................................................................120
4.4.6 Densidade e distribuição espacial das formas coloniais e filamentosas de
cianobactérias nos reservatórios do Sistema Tietê........................................................124
4.4.7 Riqueza, diversidade e uniformidades das comunidades fitoplanctônicas nos
reservatórios do Sistema Tietê.......................................................................................126
4.4.7.1 Riqueza.......................................................................................................126
4.4.7.2 Diversidade.................................................................................................128
4.4.7.3 Uniformidade...............................................................................................130
4.5 Análise numérica dos dados obtidos.................................................................131
4.5.1 Análise de similaridade da composição do fitoplâncton .....................................131
4.5.2 Análise de Componentes Principais (ACP) ........................................................135
4.5.3 Análise de agrupamento entre os componentes principais................................137
4.6 Florações de Cianobactérias nos Reservatórios do Rio Tietê.........................141
4.6.1 Composição, distribuição e densidade das espécies de cianobactérias nos
florescimentos nos reservatórios do Sistema Tietê........................................................141
4.6.2 Distribuição espacial e temporal entre as formas coloniais e filamentosas de
cianobactérias durante florações nos reservatórios do Sistema Tietê...........................146
4.6.3 Densidade (células/mL) das espécies de cianobactérias nas florações nos
reservatórios do Sistema Tietê.......................................................................................148
4.7 Avaliação Ecotoxicológica ..................................................................................152
4.7.1 Cianotoxinas presentes nas florações de cianobactérias nos reservatórios do
Sistema Tietê..................................................................................................................152
4.7.1.1 Microcistinas detectadas nas florações de cianobactérias nos reservatórios
do Sistema Tietê.........................................................................................................152
4.7.1.2 Neurotoxinas detectadas por cromatografia líquida de alta eficiência
(CLAE)... ....................................................................................................................153
4.7.1.2.1 Toxinas paralisantes (PSTs) nos reservatórios do Sistema Tietê .........155
4.8 Relação entre cianotoxinas e densidade das florações de cianobactérias nos
reservatórios do Sistema Tietê .......................................................................................156
4.9 Bioensaios de toxicidade ....................................................................................159
4.9.1 Bioensaios toxicológicos com camundongos .....................................................159
4.9.2 Bioensaios de toxicidade com microcrustáceos.................................................161
5 DISCUSSÃO ..................................................................................................................165
5.1 Limnologia dos reservatórios em cascata do Médio e Baixo rio Tietê: uma
abordagem físicas, químicas e biológica ......................................................................165
5.2 Valores de Clorofila a nos Reservatórios do rio Tietê ......................................189
5.3 Avaliação do estado trófico da água nos reservatórios do Médio e Baixo rio
Tietê: uma análise espacial e temporal..........................................................................191
5.4 Composição, distribuição e densidade da comunidade fitoplanctônica nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê. ......................................................................195
5.5 Análise da riqueza, diversidade e similaridade da comunidade fitoplanctônica
nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê................................................................205
5.6 Densidade das florações de cianobactérias nos reservatórios do rio Tietê e
recomendações segundo as Normas da OMS e Portaria 518 no país ........................223
5.7 Detecção de cianotoxinas nos reservatórios do Sistema Tietê.......................231
5.8 Microcistinas nos reservatórios do rio Tietê .....................................................232
5.9 Saxitoxinas nos reservatórios do rio Tietê ........................................................235
5.10 Associação entre a densidade cianobactérias (células/L) e a concentração de
cianotoxinas .....................................................................................................................237
5.11 Valores limites de cianotoxinas na água para consumo humano...................239
5.12 Avaliação toxicológica das florações de cianobactérias dos reservatórios do
sistema Tietê.....................................................................................................................241
5.12.1 Testes toxicológicos com camundongos ........................................................241
5.12.2 Testes ecotoxicológicos com microcrustáceos...............................................246
6 CONCLUSÕES ..............................................................................................................256
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS..............................................................................258
ANEXOS ........................................................................................................................293
APÊNDICES...................................................................................................................348
26
1 INTRODUÇÃO
A água é um recurso natural essencial, seja como componente bioquímico do seres vivos,
como meio de vida de várias espécies vegetais e animais, como elemento representante de
valores sociais e culturais e até como fator de produção de vários bens de consumo final e
intermediário. Embora tenha sido sempre tratada pelo homem como um recurso natural
inesgotável, hoje é séria a ameaça do fim deste recurso, em razão de seu crescente consumo com
o aumento das atividades industriais e da população mundial. Um dos grandes desafios da
humanidade neste século será, sem dúvida, o controle da qualidade da água para o abastecimento
público.
Os relatórios Global Environment Outlook 2000 e 2003, do Programa das Nações Unidas
para o Meio Ambiente, indicaram que a falta de água será um grave problema em 2025 (RIBEIRO,
2000). Já o The United Nations World Water Development Report, resultado da participação
conjunta de 23 agências da ONU, apresentado em Kyoto, Japão, em 2003, apontou que faltará
água para cerca de 2 bilhões de pessoas, na visão otimista, e para cerca de 7 bilhões, no cenário
pessimista, em 2025. Dessa maneira, é essencial a realização de estudos que visem garantir a
preservação dos mananciais ainda disponíveis, bem como a recuperação daqueles já impactos
pela poluição, de modo a evitar um futuro colapso no suprimento de água para o consumo
humano.
Com base nestes valores apresentados, é consensual observar que o aumento da
eutrofização em ambientes aquáticos (lagos, rios e reservatórios) tem se tornado problemática
freqüente em muitas regiões do país, principalmente em razão do enriquecimento por nutrientes
como nitrogênio e fósforo. Em conseqüência deste efeito de deterioração dos corpos hídricos, tem
sido constatado o aumento na proliferação de algas e, em certos casos, a predominância de
cianobactérias tóxicas, acarretando riscos potenciais para a saúde de animais e humana.
O Brasil possui um expressivo número de reservatórios, a maioria destes localizados na
região Sudeste. Construídos no último século, estes reservatórios contribuíram acentuadamente
para a geração de energia hidroelétrica, visto que é grande a quantidade de rios com elevado
potencial para este aproveitamento. Em termos mundiais, as usinas hidroelétricas são
responsáveis por 25% da geração de energia, enquanto que no país este percentual atingiu 97%
nos últimos anos (KELMAN, 1999). Contudo, outros usos de importância econômica e social vêm
sendo aplicados a estas construções, destacando-se o fornecimento de água para abastecimento,
irrigação de culturas, lazer, recreação, piscicultura, transporte, processamento de manufaturados
entre outros.
Nas ultimas décadas, muitos reservatórios no Brasil vêm sofrendo freqüentes descargas de
despejos domésticos e industriais, principalmente nas regiões próximas aos grandes aglomerados
urbanos. Nas demais regiões, o intenso desmatamento, associado à prática de monoculturas,
27
como a cana-de-açúcar e a soja, tem favorecido o carreamento de solos para o interior dos corpos
d`água, juntamente com uma série de subprodutos oriundos de atividades agropecuárias. Em
detrimento destas alterações, tem-se verificado o aumento da poluição orgânica, implicando no
aumento da eutrofização e na toxicidade dos reservatórios.
No mundo inteiro, a tentativa de reduzir e minimizar a eutrofização e seus efeitos nos
ecossistemas impactados tornou-se um dos maiores desafios dos órgãos ambientais, companhias
de saneamento, institutos de pesquisas e universidades (IETC, 2001). O processo de eutrofização
cultural ocorre como resultado do aumento de nutrientes, da atividade biológica (produtividade), da
matéria orgânica e de sedimentos da bacia de drenagem (TUNDISI e MATSUMURA-TUNDISI,
1992). O aumento da produtividade, causado pelo excesso de cargas orgânicas, pode resultar no
declínio da qualidade da água e este é o aspecto da "superprodução" que caracteriza a
eutrofização (PAYNE, 1986).
O Estado de São Paulo destaca-se, entre outros fatores, pela quantidade, distribuição e
disposição geográfica de reservatórios construídos ao longo do tempo em todo seu território.
Entretanto, alguns destes reservatórios, em especial os do sistema em cascata do Médio e Baixo
rio Tietê, encontram-se em contínuo processo de eutrofização (TUNDISI et al., 1988; BARBOSA et
al., 1999), sendo freqüentes as florações de cianobactérias (SANDES, 1990, 1998; JATI, 1998;
SANTOS e CALIJURI, 1998), o que compromete o uso múltiplo deste recurso, tendo em vista as
sérias implicações à saúde humana e aos organismos aquáticos.
Várias espécies de cianobactérias, que formam florações em ambientes aquáticos
eutrofizados, produzem uma grande variedade de compostos tóxicos, incluindo principalmente as
hepatotoxinas e as neurotoxinas. Estes compostos bioativos, também conhecidos como
cianotoxinas, provocam uma série de efeitos tóxicos em mamíferos e animais aquáticos, quando
expostos àqueles no ambiente natural, bem como durante ensaios toxicológicos.
A aplicação dos testes toxicológicos com animais, a exemplo dos bioensaios com
camundongos, microcrustáceos e anticorpos, complementados com métodos químicos e
bioquímicos específicos (ELISA ou CLAE) para a detecção das cianotoxinas, possibilitam a
aquisição de importantes informações sobre a potencialidade tóxica das cianobatérias, sejam
estas provindas de amostras coletadas em ambiente natural ou mesmo cultivadas em laboratório.
O uso das duas técnicas, as análises químicas e a avaliação da toxicidade em bioensaios,
possibilita uma melhor avaliação qualitativa e quantitativa dos efeitos tóxicos promovidos sobre
uma determinada amostra ou cepa cultivada, favorecendo assim um melhor entendimento do
impacto no ambiente natural e dos possíveis mecanismos e regulação da toxicidade.
A eutrofização nos ecossistemas aquáticos desencadeia uma série de outros efeitos
indesejáveis, que em sua maioria resultam em mudanças na qualidade da água, incluindo a
depleção de oxigênio dissolvido, as perdas na biodiversidade aquática, perda das qualidades
cênicas, a morte extensiva de peixes e o aumento na formação de macrófitas aquáticas (TUNDISI
28
e MATSUMURA-TUNDISI, 1992). Estudos realizados nos reservatórios em cascata do Médio e
Baixo rio Tietê têm demonstrado que a eutrofização, nestes ambientes, tem promovido mudanças
na composição e distribuição espacial da comunidade fitoplanctônica, com dominância
principalmente de classes fitoplanctônicas mais bem adaptadas às condições de eutrofia das
águas, o grupo das cianobactérias (LIMA, 2004).
Uma série de estudos realizados nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê tem
demonstrando o aumento na incidência de florescimentos algais, em especial de cianobactérias,
com elevada prevalência na distribuição espacial entre as formas potencialmente tóxicas deste
grupo fitoplanctônico. Representantes deste grupo, como Microcystis sp e Anabaena sp são
descritos com ampla dominância, principalmente nos reservatórios do Médio rio Tietê (Barra Bonita
e Bariri), enquanto que gêneros como Cylindrospermopsis e Raphidiopsis têm apresentado
aumento na sua freqüência, com maiores incidências principalmente nos últimos reservatórios do
Sistema Tietê, como nos reservatórios de Nova Avanhandava e Três Irmãos (BARBOSA et al.,
1999; LIMA, 2004).
A presença das florações de cianobactérias nos reservatórios em cascata do rio Tietê é
problemática, visto o seu efeito na deterioração da qualidade da água (CARMICHAEL, 1992),
causando a depleção de oxigênio, mortalidade de peixes e de outros animais, tanto silvestres
quanto domésticos e o risco de ingestão de toxinas (CHORUS e BARTRAM, 1999; CODD, 2000;
CHORUS, 2001a).
As cianobactérias tóxicas são responsáveis pela maioria dos casos de intoxicações
envolvendo ficotoxinas de águas doces ou marinhas (CARMICHAEL, 1992). As intoxicações em
humanos podem ocorrer pelo contato com a água contendo células tóxicas, pelo consumo de
peixes de locais contaminados e/ou pela contaminação de reservatórios de abastecimento público.
Relatos de intoxicações de populações humanas pelo consumo de água contaminada por toxinas
de cianobactérias já foram descritas na Austrália, Inglaterra, China e África do Sul (CHORUS e
BARTRAM, 1999; FALCONER, 1999; CODD, 2000).
1.1 Revisão bibliográfica
1.1.1 Reservatórios em cascata e impactos da eutrofização
A construção de reservatórios artificiais para diversos fins é uma das mais antigas e
importantes intervenções humanas nos ecossistemas naturais. A interferência drástica, ocasionada
no fluxo natural dos rios pela ação antrópica, tem promovido inúmeros problemas, como alterações
nos sistemas biológicos, atmosféricos, hidrológicos e sociais nas regiões onde são construídos os
reservatórios artificiais (TUNDISI, 1986, 1988,1999).
29
A superfície total de reservatórios construída no planeta é de aproximadamente 590.000 km
2
,
e o volume total ocupado por estes ambientes pode chegar a mais de 5.900 km
3
(STRASKRABA
et al., 1993). No Brasil, a construção de grandes reservatórios, principalmente para fins de geração
de energia elétrica e abastecimento público, atingiu seu máximo nas décadas de 1960 e 1970. No
Estado de São Paulo, mais de 15.000 km
2
já foram inundados para a formação de reservatórios
artificiais (TUNDISI, 1986).
Apesar da maioria dos reservatórios no Estado de São Paulo atender aos diversos fins
(geração de energia elétrica, abastecimento, recreação, piscicultura e navegação), estes, como
tantos outros corpos d’água, são utilizados também para a recepção de descargas de despejos
domésticos, industriais e resíduos de atividades agrícolas. Desta forma, muitos reservatórios,
especialmente no Estado de São Paulo, têm se mostrado sob intenso processo de alteração das
suas características físicas, químicas e biológicas devido à eutrofização, aumento do material em
suspensão e toxicidade (CALIJURI e TUNDISI, 1990).
Neste estudo, o sistema a ser abordado compreende a série de reservatórios em cascata do
Médio e Baixo rio Tietê. De acordo com Straskraba e Tundisi (1999), este sistema de cascata
caracteriza-se pelo fato de que os efeitos em um reservatório à montante são transferidos para os
demais, localizados à jusante. A qualidade da água de cada reservatório também vai depender da
capacidade que um tem de influenciar o outro à jusante, sendo que o primeiro geralmente será
mais eutrófico que os demais (MARGALEF, 1983). Além disso, as características morfológicas e
hidrodinâmicas tanto dos reservatórios quanto do tipo de rio que liga ambos e o uso e ocupação da
bacia hidrográfica se refletirão na dinâmica dos sistemas.
Para Straskraba e Tundisi (1999), a distância entre os reservatórios também é relevante.
Desta forma, quando os reservatórios são próximos, os efeitos são mais significativos. Nesses
sistemas em cascata, caso não existam novos focos de poluição ao longo do curso do rio, pode-se
obter uma considerável melhoria na qualidade da água nos reservatórios à jusante.
Segundo Tundisi (1994), o sistema de reservatórios em cascata do Médio e Baixo rio Tietê é
resultado de um conceito de engenharia onde se considera como principal fator de interesse pelos
recursos hídricos a quantidade de água e não a sua qualidade. Prova disto são os diversos fatores
antropogênicos, como o crescimento desordenado dos grandes centros urbanos, aliado ao
gerenciamento e utilização inadequados dos recursos hídricos, que têm ocasionado a deterioração
destes ambientes, resultando no seu acelerado processo de eutrofização.
A eutrofização das águas interiores é considerada um dos graves problemas atuais em nível
global, pois causa grandes impactos ecológicos negativos, de saúde pública e econômica,
mediante a deterioração dos recursos hídricos. A eutrofização consiste em um fenômeno no qual
ocorre o enriquecimento das águas por nutrientes (principalmente nitrogênio e fósforo) em um grau
que não pode ser compensado pela mineralização total, de modo que a decomposição do excesso
de matéria orgânica produzida resulta na diminuição da concentração de oxigênio nas camadas
30
mais profundas do corpo d'água (MARGALEF, 1983).
O processo de eutrofização nos ecossistemas aquáticos pode desencadear uma série de
efeitos indesejáveis, que em sua maioria resultam em mudanças na qualidade da água com:
depleção de oxigênio dissolvido, perdas na biodiversidade aquática, perdas das qualidades
cênicas, morte extensiva de peixes, aumento na formação de macrófitas aquáticas e na incidência
de florações de microalgas e de cianobactérias (TUNDISI e MATSUMURA-TUNDISI, 1992;
TUNDISI, 1999).
Dentre os efeitos mais notórios e freqüentes decorrentes da eutrofização nos ambientes
aquáticos, os florescimentos ou “florações” de populações algais, além da proliferação de
macrófitas aquáticas, estão entre os mais prejudiciais aos corpos d’água interiores (CARMICHAEL,
1988). Dentre elas, a ocorrência de florações de cianobactérias tem demonstrado significativo
efeito na deterioração da qualidade da água (PAERL e USTACH, 1982), principalmente pelo fato
desse grupo incluir, em seus representantes, espécies produtoras de toxinas (CARMICHAEL e
GORHAM, 1981).
O aumento nas recentes ocorrências de florações tóxicas de cianobactérias em todo o
mundo tem motivado estudos para a melhor compreensão das suas estratégias reprodutivas
(REYNOLDS et al., 1980). Ao mesmo tempo, outros estudos são direcionados à elucidação das
estruturas químicas das cianotoxinas (toxinas produzidas pelas cianobactérias) (RINEHART et al.,
1994), ao entendimento dos modos de ação destes metabólitos secundários (FALCONER e
BUKLEY, 1989; REPAVICH et al., 1990) e à semiologia (estudo dos sintomas e conseqüências)
nos diversos organismos que habitam os corpos d’água e suas margens (CARMICHAEL e
FALCONER, 1993; CODD, 1995).
1.1.2 Cianobactérias
As cianobactérias, anteriormente designadas cianofíceas ou algas azuis, são organismos
procariontes fototróficos pertencentes à classe Cyanophyceae, filo Cyanophyta e reino Monera.
Constituem um dos três maiores grupos de bactérias pigmentadas. Entretanto, diferem das outras
formas pigmentadas por serem capazes de produzir oxigênio durante a fotossíntese (YOO et al.,
1995). Os ficologistas consideram as cianobactérias como sendo algas, devido a maior
semelhança de seus pigmentos e mecanismos fotossintéticos com os das algas verdadeiras, do
que com os das bactérias pigmentadas.
As cianobactérias são organismos microscópicos, podendo ser unicelulares, filamentosas ou
coloniais, que apresentam características de algas (contêm clorofila-a e realizam fotossíntese
aeróbica) e de bactérias (procariotas e possuem parede celular semelhante às das bactérias),
altamente especializados para adaptação em diferentes ambientes (YOO et al., 1995).
Estudos realizados com seus fósseis, identificados em sedimentos do início do período pré-
31
cambriano, há mais de 3,5 bilhões de anos, têm associado as cianobactérias à produção de
matéria orgânica, considerando-as como os primeiros organismos a liberar oxigênio na atmosfera
primitiva. Logo, as cianobactérias foram, muito provavelmente, responsáveis pela maior
transformação evolutiva que precedeu o desenvolvimento do metabolismo aeróbico e subseqüente
surgimento das plantas superiores e animais, sendo essenciais para a formação da atual biosfera
(SCHOPF, 1993).
A sua longa historia evolucionária é considerada como uma das razões que explicam o
sucesso das cianobactérias em muitos habitats, ocorrendo praticamente em todos os tipos de
ecossistemas aquáticos, em locais tão extremos quanto as fontes termais e fissuras de rochas do
Ártico (WHITTON e POTTS, 2000). Isto ocorre porque as cianobactérias desenvolveram estruturas
e sistemas enzimáticos específicos que lhes conferem ampla capacidade de adaptação a
diferentes ambientes. As diversidades genotípica e fenotípica do grupo permitiram o aparecimento
de cianobactérias planctônicas, bentônicas, terrestres e até simbiontes com plantas e animais
(WHITTON e POTTS, op. cit). Normalmente, os locais com maior ocorrência de cianobactérias são
os ambientes de águas doces naturais ou artificiais, mares e águas salobras (CARMICHAEL,
1994).
1.1.3 Diversidade morfológica das cianobactérias
As cianobactérias apresentam uma considerável diversidade morfológica, variando em
tamanho e forma, desde indivíduos pequenos (0,5 a 100 µm) a grandes agregações de mais de
100 células. Sua morfologia básica pode variar de uma constituição unicelular colonial ou
multicelular a uma forma filamentosa.
As formas unicelulares, como os representandes da ordem Chroococcales, possuem células
esféricas, cilíndricas ou ovóides. As células podem permanecer isoladas ou agregadas em
colônias regulares ou irregulares, cuja reprodução ocorre por divisão binária. A manutenção da
estrutura colonial é auxiliada pela presença de exopolissacarídeos, como uma mucilagem e/ou
bainha firme, secretada durante o crescimento da colônia (SIVONEN e JONES, 1999). A forma
filamentosa é típica de um grande número de espécies de cianobactéria e, dependendo da
espécie, pode crescer aderida, com filamentos livres (tricoma) ou formando uma camada com
aspecto de uma malha entrelaçada, com filamentos variando de retilíneos a espirais (YOO et al.,
1995).
Em algumas espécies de cianobactérias, como as da ordem nostocales, podem existir
formas especializadas de células no tricoma, conhecidas como heterocítos, que são diferenciadas
e que permitem ao organismo fixar o nitrogênio atmosférico, as quais sobrepõem uma vantagem
evolutiva sobre outras espécies não fixadoras. Elas convertem o nitrogênio diretamente em amônio
e depois o utilizam nos processos metabólicos como fonte de energia. Outra estrutura morfológica
32
presente em algumas espécies e que confere uma vantagem evolutiva é o acineto, que se
caracteriza como estrutura reprodutiva e de resistência quando o organismo fica no estado latente,
permitindo a sobrevivência da cianobactéria em condições desfavoráveis (YOO et al., 1995).
1.1.4 Versatilidade ecológica das cianobactérias
O grupo das cianobactérias exibe uma versatilidade fisiológica e uma ampla tolerância
ecológica que contribuem para o seu sucesso competitivo e ocupação em diferentes ambientes
aquáticos (HYENSTRAND et al., 1998; HYENSTRAND, 1999; DOKULIL e TEUBNER, 2000).
Características comuns desse grupo, como a capacidade de fixação de N
2
atmosférico ou
assimilação de outras formas disponíveis de nitrogênio (como o amônio e nitrato), mixotrofia em
condições de baixa luminosidade, presença de pigmentos acessórios (ficobiliproteínas) e de
toxinas alelopáticas, são fatores que explicam a distribuição das cianobactérias em diversos
biótopos aquáticos (interface água-ar, toda coluna d’água, sedimentos, sobre macrófitas aquáticas,
etc) (ESTEVES, 1998; HYENSTRAND et al., 1998; HYENSTRAND, 1999; DOKULIL e TEUBNER,
2000).
Algumas espécies podem apresentar uma vantagem ecológica no que diz respeito à
regulação do seu posicionamento na coluna de água, visto que estas são dotadas de vacúolos de
ar que lhes possibilitam a migração vertical para a superfície, a fim de otimizar a captação da luz
para a fotossíntese (PAERL et al., 1983).
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 hipertróficas, ricas em matéria orgânica dissolvida, são
particularmente suscetíveis à floração de cianobactérias.
Conforme mencionado anteriormente, a disponibilidade de nutrientes na água é um fator
crucial para o desenvolvimento das cianobactérias. Segundo Mur et al. (1999), as cianobactérias
podem apresentar 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 disso, algumas espécies de cianobactérias possuem um mecanismo de estoque de fosfato
(“luxury uptake”), que lhes permite armazenar fosfato suficiente para realizar de 3 a 4 divisões
celulares: sendo assim, uma célula pode se 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 (CHORUS e MUR, 1999;
ISTVÁNOVICS et al., 2000).
33
1.1.5 Florações tóxicas de cianobactérias
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). Desse modo, a identificação de um fator ambiental
específico que seja responsável pela formação da floração de cianobactérias é crucial na
elaboração e adequação de medidas no controle e redução destes florescimentos.
Contudo, 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 d`água (25 a 30
0
C), baixa
relação nitrogênio/fósforo, vento fraco, pH neutro a alcalino e ausência de predadores (PAERL,
1988; REYNOLDS, 1998; MUR et al., 1999). Ao mesmo tempo, a influência de fatores climáticos,
como o vento e a intensidade luminosa, pode também modificar a estrutura fitoplanctônica (TÓTTH
e PADISÁK, 1986; PAERL, 1988; TOWNSEND et al., 1996).
Entre os diversos impactos das cianobactérias sobre a qualidade da água, destacam-se a
produção de odores e sabores, bem como a sua interferência em certos processos de tratamento
de água (YOO et al., 1995). O grupo das cianobactérias está representado por cerca de 150
gêneros, com mais de 2.000 espécies identificadas (VAN DEN HOEK et al., 1995). Deste número
de representantes, cerca de 25 gêneros, com mais de 40 espécies, são descritos como produtores
de cianotoxinas nocivas a animais e ao homem (CARMICHAEL, 1994; YOO et al., 1995; SIVONEN
e JONES, 1999), podendo este número estar subestimado mediante dificuldades relacionadas à
identificação taxonômica destes organismos (CHORUS, 2001b; KOMÁREK, 2002).
As florações de cianobactérias nem sempre são compostas de espécies tóxicas (YOO et al.,
1995), contudo, estudos têm demonstrado que de 50 a 70% das florações de cianobactérias são
constituídos por espécies tóxicas (SIVONEN et al., 1990; VASCONCELOS, 1994; YOO et al.,
1995). A ocorrência de florações de cianobactérias tóxicas não é um fenômeno local, regional ou
específico de um só país, mas de proporções globais. A maioria dos corpos hídricos eutróficos ou
hipertróficos, normalmente, favorece o desenvolvimento destes organismos (CHORUS e
BARTRAM, 1999).
1.1.6 Ocorrência de florações de cianobactérias no Brasil
No Brasil, Branco (1959), já na década de 50, discorreu sobre a ocorrência de florações de
algas tóxicas e o controle de toxinas em águas de abastecimento, descrevendo representantes do
gênero Microcystis como sendo causadores de efeitos tóxicos em águas continentais. Florações
desse gênero, em especial de Microcystis aeruginosa, têm sido descritas em diferentes
reservatórios lacustres (ZAGATTO e ARAGÃO, 1992; AZEVEDO et al., 1994; TALAMONI, 1995;
NOGUEIRA, 1996; NOBRE, 1997; SANDES, 1998; JARDIM et al., 1999; SANT´ANNA e
34
AZEVEDO, 2000; ZAGATTO, 2001; VIEIRA, 2002; COSTA, 2003) e em lagoas costeiras no país
(YUNES et al., 1996; 1998; MATTHIENSEN et al., 1999; MINILLO et al., 2000a; HUSZAR et al.,
2000; MATTHIENSEN e BARBOSAS, 2003).
Segundo Huszar e Silva (1999) e Huszar et al. (2000), o grupo das cianobactérias destaca-se
expressivamente por sua dominância (biomassa e/ou densidade) em sistemas aquáticos naturais
ou artificiais no Brasil. Em casos específicos, como em ambientes lênticos, 62% dos reservatórios
e 42% dos lagos são dominados por cianobactérias (HUSZAR e SILVA, 1999). Este fato assume
crescente relevância, uma vez que os estudos sobre toxinas produzidas por cianobactérias têm
demonstrado, cada vez mais, o potencial tóxico de muitas de suas espécies no Brasil (AZEVEDO
et al., 1994; YUNES et al., 1996; JOCHIMSEN et al., 1998; POURIA et al., 1998; LAGOS et al.,
1999; AZEVEDO et al., 2002; VIEIRA et al., 2003).
Estudos realizados em reservatórios brasileiros têm demonstrado que ambientes em
condições de eutrofia e hipertrofia, com concentrações de P-total entre 50-660 µg/L; pH levemente
elevado (7,0 a 9,0); baixa profundidade (entre 2,8 e 14 metros); temperatura da água relativamente
alta (acima de 20
0
C); razão N/P total entre 2 e 19 são ambientes adequados para a proliferação e
manutenção dos florescimentos de cianobactérias (SANT´ANNA e AZEVEDO, 2000),
Inúmeros registros de florescimentos de cianobactérias têm sido realizados no país, sendo
que uma expressiva parcela (>50%) tem reconhecido potencial tóxico (COSTA e AZEVEDO, 1994;
YUNES et al., 1996; 1998; MINILLO et al. 2000a; VIEIRA et al., 2003). Para Sant´anna e Azevedo
(2000) existem, no Brasil, cerca de 20 espécies de 14 gêneros de cianobactérias que são tóxicas,
porém, em vários Estados brasileiros, principalmente aqueles situados nas regiões Norte, Nordeste
e Centro Oeste, os dados continuam subestimados.
Azevedo et al. (1998) relatam que 82% das amostras isoladas de diferentes corpos de água
do Brasil foram caracterizadas como tóxicas, quando testadas em bioensaios em camundongos,
sendo que 9,7 % destas apresentaram ação neurotóxica e as demais, hepatotóxica.
Segundo Tsutsumi et al. (1998), a espécie Microcystis aeruginosa é reconhecida como a
mais comum cianobactéria formadora de florações tóxicas em todo o mundo, provocando efeitos
nocivos a animais e com potenciais riscos à saúde do homem. Para Sant´anna e Azevedo (2000),
esta espécie apresenta, dentre as cianobactérias tóxicas, como sendo a de distribuição mais
ampla no território nacional, sendo Anabaena o gênero com maior número de espécies
potencialmente tóxicas (A. circinalis, A. flos-aquae, A. planctonica, A. solitaria e A. spiroides).
Contudo, Padisák (1997), em um trabalho de revisão, alerta que Cylindrospermopsis
raciborskii vem se tornando a mais notória cianobactéria no mundo, devido à sua capacidade de
formar florações e aos seus elevados potenciais hepatotóxico e neurotóxico. Uma observação
semelhante foi reportada por Amand (2002), ao verificar a proliferação e o domínio do gênero
Cylindrospermopsis nos últimos 15 anos no continente norte americano, principalmente em lagos e
reservatórios na região Norte e Oeste do país.
35
No Brasil, na última década, uma série de estudos tem reforçado esta tendência de grande
aumento na ocorrência da espécie Cylindrospermopsis raciborskii em diferentes regiões do país
(BRANCO e SENNA, 1994; SOUZA et al., 1998; KOMÁRKOVA et al., 1998; BOUVY et al., 1999;
JARDIM et al., 1999; CONTE et al., 2000, BRESSAN et al., 2001; MOLICA et al., 2002; COSTA,
2003; TUCCI e SANT´ANNA, 2003; MATTHIENSEN e BARBOSA, 2003; CUNHA, 2004).
1.1.7 Florações de cianobactérias no Estado de São Paulo
No Estado de São Paulo, um dos primeiros registros sobre florações tóxicas de
cianobactérias data da década de 80 (CETESB, 1980). A partir desse período, inúmeros trabalhos
relatam a presença e a eventual dominância desse grupo entre as comunidades fitoplanctônicas,
em diferentes lagos e reservatórios (CALIJURI e TUNDISI, 1990, NOGUEIRA, 1997; SOUZA e
CARVALHO, 1999; SANDES e TUNDISI, 2000, TUCCI e SANT´ANNA, 2003).
Estudos enfocando a presença e os efeitos tóxicos associados às florações de
cianobactérias, no Estado de São Paulo, têm se concentrado principalmente nos mananciais e
reservatórios de abastecimento público da capital e de cidades próximas (AZEVEDO et al., 1994;
ZAGATTO, 1995; NOBRE, 1997; LAGOS et al., 1999; MARINO et al., 2001; BITTENCOURT-
OLIVEIRA, 2003), sendo ainda poucos os trabalhos que abordam lagos, rios e reservatórios
localizados no interior do Estado (CETESB, 1980; NOBRE, 1997; PADISAK et al., 2000;
DEBERDT, 2002; AGUJARO e ISAAC, 2003; MINILLO et al., 2004).
Estudos desenvolvidos nos reservatórios do Sistema Tietê, desde a década de 80, têm
caracterizado estes sistemas como polimíticos, com gradientes verticais acentuados, relacionados
com funções de forças climatológicas, hidrológicas e hidrodinâmicas, além da contribuição de
material alóctone da bacia de drenagem (fonte difusa) e de material proveniente da região
metropolitana de São Paulo, através do rio Tietê (BARBOSA et al., 1999).
Para Pereira (2003) e Lima (2004), a fragmentação do percurso natural do rio Tietê, com a
seqüência de reservatórios em cascata, produz significativas mudanças na qualidade da água e na
composição e estrutura das comunidades, quando se compara os reservatórios entre si. Contudo,
nestes mesmos reservatórios tem-se verificado o intenso processo de eutrofização, ocasionado
pelo desenvolvimento agrícola regional e pelo aumento de resíduos domésticos e industriais da
grande São Paulo, bem como das cidades e indústrias da região (SANDES, 1990; COSTA e
ESPÍNDOLA, 2000; FRACÁCIO, 2001).
Representantes do grupo das cianobactérias, em especial Microcystis aeruginosa e
Anabaena spiroides, contribuem significativamente com os altos valores das densidades
populacionais em ambientes de reservatório no sistema Tietê (SANDES, 1990; ESPÍNDOLA, 1994;
BARBOSA et al., 1999; SANDES e TUNDISI, 2000). Espíndola (1994), por exemplo, avaliando a
relação fitoplâncton e zooplâncton no reservatório de Barra Bonita durante um período anual
36
(1992), mencionou a existência de dois períodos bem distintos de florescimentos de
cianobactérias: um no verão, caracterizado pelo gênero Microcystis e outro no inverno, revelando à
maior abundância do gênero Anabaena, o que também foi confirmado por Jati (1998), para o
mesmo reservatório em 1993.
Sandes (1990) e Sandes e Tundisi (2000) discorreram sobre massivos florescimentos de
cianobactérias, especialmente do gênero Microcystis, em reservatórios no sistema Tietê (Represas
de Bariri e Barra Bonita), os quais estariam diretamente associados aos altos níveis de fósforo
disponíveis na coluna d’água, velocidade e direção dos ventos, alta temperatura e elevado tempo
de residência da água.
Para Tundisi (1999), os reservatórios em cascata do Médio rio Tietê (Barra Bonita, Bariri e
Ibitinga) apresentam-se em acelerado processo de eutrofização em função, principalmente, do
aporte contínuo de nutrientes, especialmente fósforo e nitrogênio, os quais favorecem o
aparecimento das florações de cianobactérias e o desenvolvimento de grandes bancos de
macrófitas aquáticas.
Avaliações realizadas por Barbosa et al. (1999), após uma breve incursão nos reservatórios
do Médio e Baixo rio Tietê, demonstram que a presença e disposição desses reservatórios em
cascata promovem consideráveis mudanças na qualidade da água, na composição e estrutura das
comunidades de fitoplâncton. Estes autores inferem que esse sistema em cascata desempenha
um importante papel como agente de armazenamento, principalmente os primeiros reservatórios, o
que promove uma melhor qualidade da água nos reservatórios subseqüentes.
Estudos recentes, realizados por Barbosa et al. (1999) e Padisák et al. (2000), apontam a
prevalência e distribuição espacial entre as formas potencialmente tóxicas de cianobactérias nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê. Os autores destacaram a dominância de formas coloniais,
como o gênero Microcystis, nos reservatórios do Médio rio Tietê, enquanto que as formas
filamentosas como os gêneros Cylindrospermopsis e Raphidiopsis, apresentaram suas maiores
incidências nos reservatórios do Baixo rio Tietê. A presença desses táxons nos reservatórios do rio
Tietê representa riscos potenciais à saúde humana, visto que estão descritos na literatura como
potencialmente produtores de toxinas (CHORUS e BARTRAM, 1999).
1.1.8 Cianotoxinas
As cianotoxinas são produtos do metabolismo secundário de cianobactérias, constituindo um
grande grupo de toxinas naturais, podendo apresentar estrutura química e propriedades
toxicológicas diversas (SIVONEN e JONES, 1999). São definidas como endotoxinas, podendo ser
produzidas em todos os estágios do crescimento da célula e somente liberadas quando ocorre o
rompimento desta célula; sendo então diluídas na água, onde podem persistir por dias a várias
semanas, dependendo de condições específicas do meio como pH e temperatura da água,
37
principalmente (KOTAK et al., 1995; CHORUS e BARTRAM, 1999, ZURAWELL et al., 2005).
Algumas dúvidas ainda persistem em relação à possível vantagem adaptativa na produção
de cianotoxinas pelas cianobactérias. A hipótese mais aceita é a de que estes compostos tóxicos
tenham função de defesa, como a dos anti-herbívoros produzidos por algumas plantas, que inibem
a ação de predadores ou de algas competidoras (CARMICHAEL, 1992).
Diferentes gêneros e espécies de cianobactérias formadoras de florações são capazes de
produzir estes compostos tóxicos. Atualmente, são conhecidas 3 classes de cianotoxinas segundo
sua ação farmacológica: hepatotoxinas, neurotoxinas e citotoxinas. Muitos estudos estão
concentrados nas duas primeiras classes, em virtude do número elevado de casos de intoxicações
que as envolvem (CARMICHAEL, 1992; CHORUS e BARTRAM, 1999, CODD, 2000).
Além dessas, alguns gêneros de cianobactérias também podem produzir toxinas irritantes ao
contato. Essas toxinas têm sido identificadas como lipopolissacarídeos (LPS), que são também
constituintes das membranas celulares de bactérias Gram negativas. Esses LPS são endotoxinas
pirogênicas, porém, os poucos estudos disponíveis indicam que os lipopolissacarídeos produzidos
por cianobactérias são menos tóxicos que os de outras bactérias como, por exemplo, Salmonella
(RAZIUDDIN et al.,1983 apud CHORUS e BARTRAM, 1999).
1.1.8.1 Hepatotoxinas
1.1.8.1.1 Microcistinas
A maioria dos envenenamentos por cianobactérias envolve hepatotoxicoses agudas,
causadas por um grupo de peptídeos cíclicos estruturalmente similares, de peso molecular
pequeno, denominados microcistinas (Figura 1). Esses peptídeos cíclicos são produtos naturais,
de peso molecular variando entre 800 e 1.110 Daltons, podendo conter tanto 5 (nodularinas) como
7 (microcistinas) aminoácidos, com dois aminoácidos terminais do peptídeo linear se ligando para
formar um composto cíclico.
As microcistinas possuem a estrutura geral: ciclo (D-Alamina - X – D-MeAsp - Z - Adda – D-
Glutamato – Mdha), no qual X e Z são os dois L-aminoácidos variáveis, D MeAsp é o ácido D
eritro-β- metilaspártico e Mdha é N-metildeidroalanina. O radical Adda é um aminoácido incomum
com a seguinte fórmula estrutural: (2S, 3S, 8S, 9S)-3-amino-9-metoxi-2,6,8-trimetil-10-fenildeca-
4,6-dienóico. Este Adda é a estrutura mais comum presente na microcistina e inclusive na
nodularina, sendo este determinado como um dos responsáveis pela atividade biológica dessas
hepatotoxinas (HARADA et al., 1990)
As diferentes microcistinas são identificadas, principalmente, por letras que correspondem à
abreviatura dos dois L-aminoácidos variáveis (posições 2 e 4 da estrutura cíclica), juntamente com
as metilações e demetilações dos dois aminoácidos incomuns (Adda e Mdha); podendo ainda
38
existir outras alterações menores na estrutura química das moléculas destes compostos (CHORUS
e BARTRAM, 1999).
Essa nomenclatura, principalmente para as microcistinas, foi proposta por Carmichael et al.
(1988), que inicialmente verificaram apenas as variações qualitativas observadas em seus dois L-
aminoácidos, que foram usadas para designar as diferentes microcistinas, por exemplo:
microcistina-LR (leucina-arginina); microcistina-RR (arginina-arginina); microcistina-LA (leucina-
alanina), conforme apresentadas na Figura 1. Estudos demonstram a existência de mais de 60
análogos estruturais de microcistinas (CHORUS e BARTRAM, 1999; CODD, 2000; PARK et al.,
2001). Como exemplo, em trabalhos realizados em florações naturais e em uma cepa de
Microcystis aeruginosa, isolada no Rio Grande do Sul, foi identificada a ocorrência de uma
microcistina –LR com D-Leu na sua estrutura (MATTHIENSEN et al., 2000).
A hepatotoxina foi primeiramente isolada da cianobactéria Microcystis aeruginosa e suas
toxinas denominadas microcistinas (HARADA et al., 1988). No entanto, a produção destes
peptídeos não se restringe exclusivamente a espécie Microcystis aeruginosa, visto que outras
cepas tóxicas dos gêneros Anabaena, Microcystis, Nostoc, Planktothrix (YOO et al., 1995,
SIVONEN, 1996), Aphanocapsa (DOMINGOS et al., 1999), Synechocystis (NASCIMENTO e
AZEVEDO, 1999) e Oscillatoria (BRITTAIN et al., 2000) já foram citadas como produtoras da
toxina.
Figura 1. Estrutura da microcistina. Fonte: Adaptada de Chorus e Bartram (1999)
39
As microcistinas são solúveis em água e não são capazes de penetrar diretamente nas
membranas lipídicas das células, exceto aquelas poucas que são hidrofóbicas. Essas
hepatotoxinas são internalizadas nos hepatócitos por meio dos receptores dos ácidos biliares
(FALCONER, 1991). Uma vez dentro da célula, promovem uma desorganização dos filamentos
intermediários e microfilamentos de actina; ocasionando a desestruturação do citoesqueleto dos
hepatócitos. Como conseqüência, o fígado perde sua arquitetura e desenvolve graves lesões
internas. A perda de contato entre as células cria espaços internos que são preenchidos pelo
sangue que passa a fluir dos capilares para esses locais, provocando uma hemorragia intra-
hepática (CARMICHAEL, 1994).
Estudos detalhados dos mecanismos de ação destas toxinas têm demonstrado que várias
microcistinas são potentes inibidores de proteínas fosfatases tipo 1 e 2A de células eucariontes,
com especificidade e potência similares à do ácido ocadáico, produzidos por dinoflagelados
marinhos (MACKINTOSH et al., 1990). Mais tarde foi comprovado que a microcistina – LR
desempenha atividade reconhecida como potente promotor de tumores hepáticos em ratos
submetidos em doses de hepatoxinas consideradas abaixo do necessário para determinar
toxicidade aguda (FALCONER, 1991; FUJIKI, 1992; NISHIWAKI-MATSUHIMA et al., 1992).
A toxicidade da microcistina em animais de laboratório apresenta DL
50
(i.p.) entre 25 e 150
mg/Kg de peso corpóreo e entre 5.000 e 10.900µg/Kg de peso corpóreo por administração oral
(CHORUS e BARTRAM,1999).
Em humanos, o efeito da intoxicação por hepatotoxinas inclui distúrbios gastrointestinais,
pneumonia atípica, dor de cabeça e elevação da concentração de determinadas enzimas no
fígado. Devido à similaridade entre os efeitos promovidos pelas microcistinas e nodularinas,
assume-se que ambas conferem o mesmo risco à saúde humana (FITZGERALD et al., 1999).
1.1.8.1.2 Cilindrospermopsina
A cilindrospermopsina é uma hepatotoxina com diferente mecanismo de toxicidade, que foi
isolada de Cyllindrospermopsis raciborskii (OHTANI et al., 1992), de Umezakia natans (TERAO et
al., 1994) e de Aphanizomenon ovalisporum (BANKER et al., 1997). Esta toxina age promovendo
efeitos como a desestruturação e necrose do tecido hepático de camundongos (TERAO et al., op.
cit.). Recentes estudos confirmaram a hepatotoxicidade desta toxina, além de revelarem que ela
pode também provocar danos aos rins, timo e à mucosa gástrica de camundongos e ratos
(FALCONER, 1999; NORRIS et al., 2002). Uma série de estudos toxicológicos indicam a
potencialidade de inibição na síntese de proteínas por esta cianotoxinas, estando esta inibição
associada a uma possível ligação de um metabólito ativado de cilindrospermopsina ao DNA da
célula afetada (TERAO et al., op. cit.).
40
A cilindrospermopsina é constituída por um alcalóide guanidínico ligado a um hidroximetil
uracil (Figura 2). É altamente solúvel em água e relativamente estável no escuro, sendo tolerante a
variações de pH e temperatura elevadas (50
0
C). Quando expostas à luz e na presença de
pigmentos celulares são mais instáveis, podendo ocorrer sua degradação em curto espaço de
tempo (48 horas) (CHISWELL et al., 1999). Sua DL
50
em camundongos pode variar de 2.100
µg/Kg (p.c), em 24 horas, a 200 µg/Kg (peso corpóreo - p.c), em 5 dias (TERAO et al., 1994;
CHORUS e BARTRAM, 1999).
Figura 2. Estrutura da cilindrospermopsina. Fonte: Adaptada de Chorus e Bartram (1999)
1.1.8.2 Neurotoxinas
Em geral as neurotoxinas de cianobactérias são alcalóides produzidos por espécies dos
gêneros Anabaena (CARMICHAEL e SAFFERMAN, 1992), Aphanizomenon (MAHMOOD e
CARMICHAEL, 1986), Oscillatoria (SIVONEN et al., 1989), Trichodesmium (HAWSER et al.,1991)
Lyngbya (ONODERA et al.,1997) e Cylindrospermopsis (LAGOS et al.,1999). Estes compostos
afetam o sistema nervoso; podem interromper a sinalização entre os neurônios e músculo de
diferentes formas e, se ingeridos em concentrações elevadas, podem causar a paralisação dos
músculos respiratórios e levar à morte por sufocação entre 5 e 30 minutos, em camundongos
(CARMICHAEL, 1994). Atualmente, foram descritas três famílias de neurotoxinas (CHORUS e
BARTRAM, 1999).
1.1.8.2.1 Anatoxina-a e homoanatoxina-a
Anatoxina-a e homoanatoxina-a são alcalóides com um potente efeito despolarizador
neuromuscular, o qual causa excitação e fadiga dos músculos envolvidos com a respiração. A
anatoxina-a apresenta um alcalóide como forma estrutural, constituída pela amina secundaria 2-
acetil-9-azabiciclo (4-2-1)-no-2-eno (Figura 3). O mecanismo de ação da anatoxina-a é o mesmo
do neurotransmissor acetilcolina, agindo diretamente sobre os receptores nicotínicos e
41
colinérgicos, com a diferença de que não sofre nenhum tipo de metabolismo no organismo,
tornando-se, assim, um estimulante neuromuscular irreversível (CARMICHAEL, 1992). As
homoanatoxinas-a são homólogos às anatoxinas-a, apresentando um grupo propionil no C2 ao
invés do grupo acetil aderido a sua molécula (Figura 3). Sua ação é ligar-se irreversivelmente aos
receptores de acetilcolina, pois não são degradadas pela acetilcolinesterase (CARMICHAEL, 1992;
CHORUS e BARTRAM, 1999). A DL
50
intraperitonial de ambas varia de 200-250 µg/Kg (p.c)
(CARMICHAEL, 1992; CHORUS e BARTRAM, 1999).
1.1.8.2.2 Anatoxina-a(s)
A anatoxina-a(s) é formada por um ester fosfatado de metil guanidina (Figura 3). Esta age
com toxicologia similar aos inseticidas sintéticos malation e paration, promovendo a inibição da
acetilcolinesterase, impedindo que esta enzima degrade a acetilcolina ligada aos receptores
(MAHMOOD e CARMICHAEL, 1987). Seus sinais de intoxicação incluem aqueles apresentados
para a anatoxina-a, mais uma salivação perfusa, daí resultou a denominação anatoxina-a(s)
(CARMICHAEL, 1994). A DL
50
intraperitonial é de 20 a 40 µg/Kg (p.c) em bioensaios com
camundongos (CHORUS e BARTRAM, 1999).
1.1.8.2.3 Saxitoxinas
Saxitoxina é a denominação atribuída a um grupo de neurotoxinas conhecidas como toxinas
paralisantes, originárias de moluscos (PST). Estas são constituídas por um grupo de alcalóides
carbamatos (Figura 3) que podem ser não sulfatados (saxitona, neosaxitoxina), com um único
grupamento sulfato (goniautoxina), ou por dois sulfatos (C-toxinas). Além dessas, estruturas com
grupamento decarbamoil (deSTX ou deGTX) e novas toxinas relacionadas têm sido recentemente
isoladas (SIVONEN e JONES, 1999). Estas toxinas são bastante potentes. A mais tóxica,
saxitoxina, tem uma DL
50
de 10 µg/Kg (p.c), quando aplicada intraperitonialmente em
camundongos, ao passo que a DL
50
por consumo oral é de 263 µg/Kg (p.c) (CHORUS e
BARTRAM, 1999).
As toxinas paralisantes (PSTs) interferem na comunicação entre os neurônios e as células
musculares. As PSTs, tais como a saxitoxina, atuam na interrupção da comunicação entre os
neurônios e as células musculares, através do bloqueamento dos canais de sódio, impedindo a
secreção da acetilcolina e a transmissão de impulsos nervosos periféricos e musculares
esqueléticos (CARMICHAEL, 1994).
Não há, até o momento, nenhum registro confirmado de mortes humanas causadas por
toxinas paralisantes produzidas por cianobactérias, entretanto, alguns gêneros de dinoflagelados
marinhos, que também produzem estas toxinas, já foram responsáveis por mortes de seres
humanos, os quais consumiram moluscos que haviam acumulado toxinas paralisantes durante
eventos de marés vermelhas (ANDERSON, 1994; CHORUS, 2001)
42
Figura 3. Estrutura química das principais neurotoxinas. Fonte: Adaptada de Chorus e
Bartram (1999).
1.1.9 Avaliação da toxicidade e detecção de cianotoxinas
Para avaliar a toxicidade e detecção das cianobactérias presentes nas florações, os métodos
usados atualmente compreendem os bioensaios e/ou ensaios físicos – químicos, sendo os
primeiros utilizados para aferir os efeitos das toxinas nos ecossistemas e os últimos para
quantificá-las.
Existe uma grande variedade de métodos de detecção e identificação de cianotoxinas
presentes na água e em células de cianobactérias. A escolha do método mais adequado irá
depender do nível e da qualidade de informação que se quer obter, dos equipamentos disponíveis,
do custo da análise, de pessoas treinadas e do tempo necessário para a obtenção de resultados,
a fim de que em um caso de risco em potencial, as decisões cabíveis sejam tomadas rapidamente.
Em relação aos bioensaios, utilizam-se como organismos teste mamíferos (camundongos),
invertebrados aquáticos (Artemia e Daphnia) ou bactérias (HARADA et al., 1999). Para alguns
43
casos, tem-se também aplicado ensaios de citotoxicidade, ensaios enzimáticos (inibição da
proteína fosfatase), ensaios com anticorpos (HARADA et al., op. cit), e ainda as técnicas de
biologia molecular (NISHIZAWA et al., 1997, 1999; WILSON et al., 2000; SCHEMBRI et al., 2001;
PAN et al., 2002; BITTENCOURT-OLIVEIRA, 2003; LORENZI, 2004)
Em muitas ocasiões, após a detecção das toxinas das cianobactérias, é necessário proceder
a sua identificação e quantificação recorrendo-se aos ensaios físico-químicos, como os métodos
cromatográficos (HARADA et al., 1999). Embora estes métodos sejam lentos e dispendiosos, são
imprescindíveis para a correta quantificação das toxinas de cianobactérias presentes na amostras
(HARADA et al., op. cit).
Atualmente, o bioensaio, o teste imunoenzimático (ELISA) e a cromatografia líquida estão
entre os métodos mais utilizados na detecção, quantificação e identificação das toxinas em
florações de cianobactérias.
O uso de organismos aquáticos nos bioensaios pode vir a se tornar uma alternativa viável na
prática de monitoramento de florações de cianobactérias. Estudos realizados com microcrustáceos
(Artemia e Daphnia) têm demonstrado bons resultados como uma alternativa para a avaliação
toxicológica (KIVIRANTA et al., 1991; DE MOTT et al., 1991; JUNGMANN e BENNDORF, 1994;
LEE et al., 1999; NOGUEIRA et al., 2004). No entanto, nenhum desses ensaios tem demonstrado
sensibilidade suficiente para ser adotado como metodologia de rotina.
A detecção de cianotoxinas, mais precisamente de microcistinas, por teste imunoenzimático
(ELISA) foi desenvolvida a partir de anticorpos monoclonais e policlonais (CHORUS e BARTRAM,
1999). O uso deste método responde a uma variedade de microcistinas, mas não distingue as
microcistinas de acordo com a sua toxicidade relativa. Sendo a microcistina – LR um potencial
inibidor das proteínas fosfatase, foi desenvolvido um método quantitativo para sua rápida detecção
em amostras de água (LAMPERT et al., 1994); porém, a técnica não distingue os análogos de
microcistinas.
O uso de técnicas instrumentais de análise para as cianotoxinas foi desenvolvido na década
de 1980, paralelamente à determinação da estrutura química de cinco microcistinas
(CARMICHAEL, 1994). As metodologias usadas na separação, quantificação e identificação inicial
consistiam na cromatografia líquida de alta eficiência (HPLC), acoplada a um fotodetector de UV-
PDA; cromatografia em camada delgada (TLC) ou com alta eficiência (HPTLC); cromatografia
gasosa acoplada a um detector de captura de elétrons (GC-ECD) ou a espectrometria de massa
(GC-MS).
O método do teste imunoenzimático (ELISA) é mais sensível do que o cromatográfico
(HPLC) para determinar traços de microcistinas na água; entretanto, algumas variantes de
microcistinas não apresentam reatividade com os anticorpos usados em ELISA, não sendo,
portanto, detectadas (AN e CARMICHAEL, 1994). Em razão disto, o recomendado para programas
de monitoramento de cianotoxinas na água, principalmente de microcistinas, é que o teste
44
imunoenzimático seja suplementado com a análise qualitativa por métodos cromatográficos
(HENRIKSEN e MOESTRUP, 1997)
1.1.10 Evidências de intoxicações ocasionadas pelas cianotoxinas
As cianobactérias tóxicas são reponsáveis pela maioria dos casos conhecidos de intoxicação
envolvendo ficotoxinas de águas doces e salobras (CARMICHAEL, 1992; WHO, 1998; CHORUS e
BARTRAM, 1999; CHORUS, 2001b). Os casos de intoxicação estão normalmente relacionados
aos períodos de floração, quando as cianotoxinas liberadas nas águas geralmente são
encontradas em grandes quantidades.
A primeira descrição dos potenciais efeitos letais produzidos por cianobactérias foi feita por
Francis (1878) apud Chorus e Bartram (1999), na qual ele relata uma floração de Nodularina
spumigena no lago Alexandrina, Austrália, que ocasionou a morte de ovelhas, cavalos, porcos e
cachorros, imediatamente após beberem a água do local.
As intoxicações de seres humanos por cianotoxinas podem ocorrer pelo contato com a água
contendo células tóxicas, pelo consumo de peixes de locais contaminados ou pela contaminação
de reservatórios de abastecimento público. O maior problema para a saúde pública resulta da
toxina liberada pelas células na água potável, fazendo com que o homem encontre-se
regularmente exposto a doses subletais de cianotoxinas, especialmente microcistinas, na água de
consumo, que podem promover a formação de tumores.
Intoxicação de populações humanas pelo consumo de água contaminada por toxinas de
cianobactérias já foram descritas na Austrália, Inglaterra, China e África do Sul (FALCONER et al.,
1994; CODD, 1995; CHORUS e BARTRAM, 1999; CHORUS et al., 2000;). 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, 1999, 2001). No entanto, não havia
nenhum relato oficial que correlacionasse as cianotoxinas a letalidade de seres humanos.
No Brasil, foi demonstrada uma forte correlação epidemiológica entre florações de
cianobactérias no reservatório de Itamaracá (BA) e a morte de 88 pessoas, entre 2.000
intoxicados pelo consumo de água contaminada. Na água bruta deste reservatório foram
encontradas espécies dos gêneros Anabaena e Microcystis em quantidades variando entre 1.104
e 9.755 colônias/mL (TEIXEIRA et al., 1993).
Contudo, o caso ocorrido em um centro de hemodiálise de Caruaru (PE), em 1996, pode ser
considerado um marco na ocorrência de danos à saúde humana devido à ação de cianotoxinas.
Neste episódio, 110 pacientes renais crônicos, após terem sido submetidos a sessões de
hemodiálise, passaram a apresentar quadro clínico compatível com hepatotoxicose que, no
entanto, não era correlacionada com nenhum dos fatores usualmente tidos como causadores
45
desse tipo de intoxicação (JOCHIMSEN et al., 1998; POURIA et al., 1998). Posteriomente, 54
pacientes vieram a falecer, no decorrer de cinco meses após o início dos sintomas. As análises
laboratoriais possibilitaram o isolamento e detecção da microcistina-LR nos filtros 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). As contagens de fitoplâncton realizados nos anos anteriores demonstraram a presença
dos gêneros Microcystis spp, Anabaena spp e Anabaenopsis spp no reservatório de água;
seguindo informações confirmadas pelas análises realizadas na época. Esse episódio enfatiza a
importância de água utilizada para hemodiálise como uma rota de exposição para as microcistinas
(CARMICHAEL et al., 2001; AZEVEDO et al., 2002).
1.1.11 Padrões e limites de cianotoxinas na água
A Organização Mundial da Saúde, em 1993, constatou que o conhecimento a respeito da
toxicidade produzida por cianobactérias em águas desenvolve-se lentamente devido à falta de
métodos analíticos adequados, sendo os dados disponíveis insuficientes para a recomendação de
valores-guia.
Com base em estudos de toxicidade em camundongos, realizados por Kuiper-Goodman et
al. (1994), foi proposto um valor máximo aceitável de 0,5 µg/L de microcistinas na água potável.
Falconer et al. (1994) recomendaram o limite de 1,0 µg/L desta cianotoxina, utilizando suínos
como modelo experimental e um diferente fator de segurança. Esse mesmo limite foi recomendado
pela OMS (WHO, 1998). Ueno et al. (1998), após estudarem os efeitos crônicos de microcistinas,
administradas por via oral em camundongos, sugeriram uma concentração de 0,01 µg/L como o
máximo aceitavel para esta toxina, na água potável, aplicando-se um fator de segurança maior
que 100 vezes.
A magnitude do problema para a saúde no Brasil é desconhecida, contudo, a recente
legislação brasileira - Portaria 518, 25 de março de 2004 do Ministério da Saúde, estabelece a
obrigatoriedade do monitoramento de cianotoxinas como microcistinas, saxitoxinas e
cilindrospermopsinas na água potável (BRASIL, 2004). São ainda estabelecidos os valores-guia
de 1,0 µg de equivalentes de microcistinas/L, 3,0 µg de equivalentes de saxitoxina/L e 15 µg/L
para a cilindrospermopsinas.
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 (ou 1 mm
3
/L 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 (ou 2 mm
3
/L de biovolume), a análise semanal de
cianotoxinas, na água de saída do tratamento, nas entradas das clínicas de hemodiálise e nas
46
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 microorganismos,
quando a densidade das cianobactérias exceder 20.000 células/mL (ou 2 mm
3
/L de biovolume),
sob pena do comprometimento da avaliação de riscos à saúde associados às cianotoxinas.
1.1.12 Efeitos tóxicos das cianotoxinas sobre organismos zooplanctônicos
Inúmeros estudos tentam esclarecer a real função das cianotoxinas no ambiente aquático.
Os estudos que têm sido realizados, com o objetivo de esclarecer os fenômenos relativos à
interação zooplanctônicos–cianobactérias, mostram que ao mesmo tempo em que as algas
consideradas indesejáveis são evitadas ou rejeitadas por algumas espécies, elas são utilizadas
como alimento por outras espécies que são habilitadas a consumí-las. Segundo Lampert (1982),
De Mott (1999) e Jang et al. (2003), a produção das cianotoxinas representaria um importante
componente anti-pastagem aos organismos zooplanctônicos.
Segundo os autores, os copépodos apresentam certa tolerância às florações de cianobactérias
tóxicas, em razão de seu comportamento quimiossensitivo e altamente seletivo da busca por
alimento, embora existam diferenças entre Copepoda Calanoida e Cyclopoida quanto à utilização
de Microcystis como fonte de alimento, como discutido por Rietzler e Espíndola (1998).
Estudos realizados com cianobactérias tóxicas em ambiente natural têm demonstrado
evidências dos efeitos negativos desses organismos sobre algumas comunidades zooplanctônicas
(NIZAN et al., 1986; GLIWICZ, 1990a; EDMONDSON e LITT, 1992), mas não é claro se tal fato é
decorrente da toxicidade das florações de cianobactérias, ou de uma limitação alimentar, tendo em
vista o baixo valor nutricional destas (SCHIMDT e JÓNASDÓTTIR, 1997). Todavia, comprovações
dos efeitos negativos de cianobactérias tóxicas têm sido confirmadas em experimentos de
laboratório realizados com algumas espécies de Daphnia, como D. galeata (ROHRLACK et al.
1999ab), D. hyalina (DE MOTT et al., 1991); D. longispina (HEINIKAINEN et al., 1999), D. pulex
(HEINIKAINEN et al., 1999; FERRÃO-FILHO et al., 2000a) e D. pulicaria (DE MOTT et al., 1991;
JUNGMANN e BENNDORF, 1994).
Estudos experimentais, desenvolvidos por Rietzler e Espíndola (1998), também demonstraram
efeitos sobre copépodos, sendo que Calanoida apresenta reduzida fecundidade e longevidade na
presença de Microcystis (ESPÍNDOLA, 1994), enquanto que Cyclopoida consegue manter a
densidade populacional utilizando esta alga como fonte de alimento (RIETZLER, 1995).
Observações realizadas in situ sobre os efeitos das florações de M. aeruginosa sobre Daphnia
galeata, em um reservatório na Alemanha, destacam uma relação entre a pressão de pastagem e
toxicidade específica (BENNDORF e HENNING, 1989), bem como foi verificado sobre o
zooplâncton e peixes em lagos chilenos (PEÑALOZA et al., 1990). Testes feitos in situ por Mc
47
Naugth et al. (1995), com copépodos e cladóceros, apresentaram uma maior CL
50
para as toxinas
puras de Microcystis e Nodularina em cladóceros do que em copépodos.
O mecanismo de ação das cianotoxinas sobre os invertebrados ainda não são conhecidos
detadalhadamente, e os resultados obtidos em experimentos laboratoriais para avaliar o seu efeito
tem sido bastante controversos. Estudos realizados por Jungmann et al. (1991) investigaram a
possibilidade de que a produção de compostos, como o β-ciclocitral, que apresentada forte sabor,
poderia ser responsável pela inibição da taxa de filtração de Daphnia, quando em presença de
Microcystis. No entando, estes autores não puderam comprovar a existência de relação entre
estes dois parâmetros.
A toxicidade relativa de cianotoxinas, como microcistinas, e outras substâncias para o
zooplâncton é constatamente debatida. Estudos realizados por Jungman (1992) e Reinikainen et
al. (1994) têm demonstrado que elevadas densidades de células de Microcystis tóxicas para o
zooplâncton nem sempre contêm concentrações letais de microcistinas. Consequentemente, é
possível que outras substâncias, nas cianobactérias, estivessem promovendo efeito tóxico para o
zooplâncton (JUNGMANN, 1995). Reinikainen et al. (2001) atribuem a presença de ácidos graxos
polissaturados, como o gama linolênico, como substância com propriedades toxicas comparáveis
àquelas de importantes poluentes à de toxinas de cianobactérias como a microcistina-LR.
Experimentos realizados por Trabeu et al. (2004) demonstraram que a presença de cápsulas de
polissacarídeos, presentes ao redor das formas coloniais de Microcystis spp, poderiam promover
um efeito adicional para o declínio das populações de Daphnia no Lago Winnenbago, em
Wisconsin, nos Estados Unidos.
Durante outros trabalhos realizados por Nizan et al. (1986) e Rohrlack et al. (1999a) foi
verificado que, diferentemente da mortalidade, o efeito na inibição de alimentação não estava
relacionada ao conteúdo de microcistinas das cepas avaliadas. A reversibilidade do processo de
inibição levou Rohrlack et al. (1999a) a suspeitarem que este efeito seria resultado da presença de
algum outro fator, que não o envenamento por toxinas produzidas por cianobactérias.
1.1.13 Ecotoxicologia e organismos-teste
Testes ecotoxicológicos são considerados indispensáveis ao controle da poluição hídrica,
pois estão fundamentados na utilização de organismos vivos que são diretamente afetados pelos
agentes químicos que eventualmente ocorrem nos ecossistemas aquáticos onde vivem, visto que
as análises químicas apenas identificam e quantificam as substâncias presentes na água e/ou
sedimento, mas não detectam os efeitos sobre a biota (ZAGATTO, 1999). Há também de se
considerar que estes bioensaios toxicológicos possibilitam avaliar a toxicidade relativa de um ou
diversos agentes químicos para uma ou diversas espécies, permitindo, ainda, a determinação de
48
concentrações seguras desses agentes, visando à preservação da vida aquática e à qualidade das
águas e sedimentos (ZAGATTO, op. cit).
O objetivo geral de um teste de toxicidade é a caracterização da resposta ecológica à
presença de uma determinada substância ou elemento químico. Entretanto, ao menos cinco
propósitos distintos podem ser atribuídos a qualquer teste de toxicidade: predição, diagnóstico,
classificação, regulação e o mapeamento da contaminação (CAIMS et al., 1998). Para avaliar o
efeito de substâncias tóxicas na água, dois tipos de testes são empregados. Um de curta duração,
denominado teste agudo, e um segundo de longa duração, podendo incluir todo o ciclo de vida do
organismo, conhecido como teste crônico. Em ambos os testes poderão ser observados tanto os
efeitos letais e subletais das substâncias tóxicas avaliadas.
Nos testes agudos mede-se os efeitos de substâncias consideradas tóxicas sobre a
sobrevivência dos organismos no período de 24 a 96 horas (RAND e PETROCELLI, 1985). Neste
teste é possível avaliar a degradação biológica produzida por um estímulo químico e, a partir das
observações, pode-se calcular a concentração letal (CL
50
), ou concentração efetiva (CE
50
), para
50% dos organismos em teste. Com base nos resultados obtidos é possível estabelecer uma
resposta considerada mais significativa que possa ser extrapolada para uma população
(LEEUWEN, 1988; CETESB, 1992; ADAMS, 1995).
Os testes crônicos, por outro lado, visam caracterizar uma resposta a um estímulo aplicado
em intervalos de maior duração, geralmente períodos que podem abranger parte ou todo o ciclo de
vida dos organismos testados (RAND e PETROCELLI, op. cit.). De modo geral, porém não
exclusivo, os testes crônicos procuram reconhecer os efeitos subletais nos organismos testados,
uma vez que os agentes tóxicos não causam mortalidade em 48 horas, permitindo uma sobrevida
do organismo, embora afetem uma ou várias de suas funções biológicas, como reprodução,
desenvolvimento de ovos, crescimento e maturação. Para avaliar esses efeitos, são determinadas
as concentrações do agente tóxico que não causam o efeito observado (CENO – Concentração de
Efeito Não Observado) (CETESB, 1986). Com base nos dados de mortalidade ou de alterações
subletais é possível estabelecer o grau de toxicidade do ambiente em questão ou da concentração
da substância química à qual é exposto o organismo teste.
49
2 OBJETIVO GERAL
Determinar riscos à saúde humana causados pela presença de florações de cianobactérias e
presença de cianotoxinas nas águas de reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê através da
avaliação da toxicidade.
2.1 Objetivos Específicos
a) Avaliar as condições limnológicas e o estado trófico nas águas dos reservatórios em
cascata do Médio e Baixo rio Tietê;
b) Avaliar a distribuição e freqüência da classe Cyanophyceae em relação às demais classes
fitoplanctônicas presentes no sistema em cascata;
c) Verificar se existe redução na incidência de florações de cianobactérias em função da
melhora da qualidade da água ao longo dos reservatórios em cascata;
d) Avaliar a toxicidade de extratos de cianobactérias das florações coletadas nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê;
e) Identificar e quantificar as cianotoxinas (neurotoxinas e hepatotoxinas) presentes nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante os eventos de florações;
f) Apontar se existe potencialidade de risco à saúde humana no uso destas águas em
atividades como recreação, lazer e pesca;
g) Verificar quais são as combinações de variáveis físicas e químicas que favorecem a
manutenção e proliferação dos florescimentos de cianobactérias nos reservatórios do Médio e
Baixo rio Tietê.
50
3 MATERIAL E MÉTODOS
3.1 Caracterização da área estudo
A importância do rio Tietê para o Brasil e em particular para o Estado de São Paulo fica
evidenciada ao se analisarem as várias referências feitas a ele por historiadores, geógrafos,
técnicos e cientistas, poetas e prosadores e, sobretudo, pelo depoimento do homem comum que,
desde a fundação da cidade de São Paulo e sua expansão para o interior do território, acostumou-
se a conviver com o rio.
O rio Tietê percorre o Estado de São Paulo de leste a oeste. Nasce nos contrafortes da
Serra do Mar, no município de Salesópolis, a 840 metros de altitude, e não consegue vencer os
picos rochosos rumo ao litoral. Por isso, ao contrário da maioria dos rios que correm para o mar,
segue para o interior, atravessa a Região Metropolitana de São Paulo e percorre 1.150 quilômetros
até o município de Itapura, em sua foz no rio Paraná, na divisa com o Mato Grosso do Sul. Em seu
percurso banha 62 municípios ribeirinhos de uma das regiões mais ricas do país (CESP, 1998;
REDE DAS ÁGUAS, 2002).
A bacia do rio Tietê está inserida na unidade hidrográfica da Bacia do rio Paraná, composta
por seis sub-bacias: Alto Tietê, onde está inserida a Região Metropolitana de São Paulo;
Piracicaba; Sorocaba/Médio Tietê; Tietê/Jacaré; Tietê/Batalha e Baixo Tietê (Figura 4).
Figura 4. Distribuição das sub-bacias integrantes da bacia hidrográfica do rio Tietê (1: Alto
Tietê; 2: Médio Tietê; 3: Piracicaba / Jundiaí; 4: Tietê / Jacaré; 5: Tietê / Batalha e 6: Baixo
Tietê). Fonte: Adaptada de Rede das águas (2002).
De acordo com o relatório técnico da CESP (1998), o rio Tietê durante seu percurso até
sua região de foz, é dividido em quatro trechos: Alto Tietê, Médio Tietê Superior, Médio Tietê
Inferior e Baixo Tietê. Este sistema apresenta uma série de importantes tributários de grande
51
porte, tais como: rio Pinheiros, rio Piracicaba, rio Capivara, rio do Peixe, rio Jaú, rio Bauru, rio
Jacaré-Pepira, rio Jacaré-Guaçú, rio Dourado, Ribeirão Bataguaçú, Ribeirão Lajeado entre
outros (CESP, 1998).
Uma série de reservatórios foram construídos na região compreendida entre o Médio Tietê
Superior e o Baixo Tietê, a partir da década de 60, objetivando principalmente a geração de
energia hidroelétrica; o que favoreceu o surgimento e a ampliação de grandes centros urbanos
industrializados, impulsionando a atividade agrícola da região. Esta rede de reservatórios é
conhecida como sistema em cascata do Médio e Baixo rio Tietê, sendo este formado por 6
reservatórios: Barra Bonita, Bariri, Ibitinga, Promissão, Nova Avanhandava e Três Irmãos
(Figura 5), os quais estão dispostos em uma grande cascata ao longo do rio Tietê (BARBOSA
et al., 1999).
A área de drenagem da bacia do Médio Tietê Superior é de aproximadamente 7.070 Km
2
,
com uma extensão de 367 Km, a partir do reservatório de Pirapora até o reservatórios de Barra
Bonita. A área de drenagem da bacia do Médio Tietê Inferior equivale a 23.730 Km
2
e a uma
extensão de 258 Km, desde o reservatório de Barra Bonita até o reservatório de Promissão. E
finalmente, a área de drenagem da bacia do Tietê Inferior é de aproximadamente 13.655 Km
2
,
com uma extensão de 240 Km, desde o reservatório de Promissão até a sua foz no rio Paraná
(MINISTÉRIO DOS TRANSPORTES, 2003).
Figura 5. Mapa do Estado de São Paulo e reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê
(BARBOSA et al., 1999), com destaque dos pontos de coleta do presente estudo.
52
3.1.1 Reservatório de Barra Bonita
O reservatório de Barra Bonita (Figura 6) foi construído em 1963, e é formado com o
barramento dos rios Tietê e Piracicaba. Localizado entre os municípios de Iguaraçú do Tietê e
Barra Bonita (22
0
90´ S e 48
0
34´ W), o reservatório apresenta cerca de 480 metros de
comprimento. Por ser o primeiro grande represamento de águas, reflete os processos de toda a
área de captação, a qual conta com uma população de 23 milhões de habitantes em áreas
urbanizadas, incluindo a região metropolitana de São Paulo, Campinas e Sorocaba.
No perímetro urbano da bacia em que este reservatório esta inserido, concentram-se mais
de 400.000 mil habitantes. Na zona rural cultiva-se principalmente cana-de-açúcar, café, citrus,
hortaliças e frutas, além de algumas áreas de reflorestamento. Segundo o relatório da CETESB
(2001), existem aproximadamente 1.020 indústrias nesta bacia, destacando-se as indústrias
têxteis, alimentícias, de papel e papelão, abatedouros, engenhos e usinas de açúcar e álcool. Em
um relatório elaborado pela CESP (1998), constatou-se que, apesar da poluição orgânica e
industrial, este reservatório, em relação aos demais do rio Tietê, apresenta destacada produção
pesqueira devido à existência de diversos tributários como os rios Lambari, Araquá, Capivara e rio
do Peixe, pois apresentam características mínimas para a reprodução de diversas espécies de
peixes.
Dentre os usos múltiplos empregados nas águas deste reservatório, destacam-se
principalmente a geração de energia hidroelétrica, irrigação, turismo e navegação. Devido à sua
grande capacidade assilimitativa, característica de ambientes lênticos, este reservatório
representa um importante papel na recuperação da qualidade das águas do rio Tietê. As principais
características morfométricas deste reservatório estão apresentadas na Tabela 1.
Figura 6. Reservatório de Barra Bonita. Fonte: AES/Tietê AS
53
Tabela 1. Características morfométricas do reservatório de Barra Bonita.
Características
Área alagada (Km
2
) 310
Área de drenagem (km
2
) 32,33
Profundidade média 10,1
Volume total (10
6
m
3
) 3.135
Tempo de residência (dias) 37-137
Vazão média anual (m
3
/s) 402
Ano de conclusão 1963
Fonte: CETESB (2001), Barbosa et al., (1999).
3.1.2 Reservatório de Bariri
O reservatório de Bariri (Figura 7) é o segundo da série em cascata do rio Tietê, e o menor de
todos os seis do sistema. Medindo um total de 846 metros de comprimento, este reservatório foi
concluído em 1969. Está situado entre as coordenadas 22º 06´ S e 48
0
45´ W, no trecho a jusante
do reservatório de Barra Bonita e a montante do reservatório de Ibitinga (CESP, 1998). Este
reservatório recebe três tributários importantes: rio Lençóis, rio Bauru e rio Jaú, que também
contribuem com uma elevada carga de águas poluídas por efluentes domésticos e industriais.
Entre os usos da área de entorno deste reservatório, destacam-se atividades urbanas, industriais
e agropecuárias, com grandes áreas de pastagens e de cultivo de cana-de-açúcar, café, milho e
citrus. Suas águas são também utilizadas para irrigação, transporte hidroviário e turismo, além de
geração de energia hidroelétrica. As principais características morfométricas deste reservatório
estão apresentadas na Tabela 2.
Figura 7. Reservatório de Bariri. Fonte: AES/Tietê AS
54
Tabela 2. Características morfométricas do reservatório de Bariri.
Características
Área alagada (Km
2
) 63
Área de drenagem (km
2
) 35,43
Profundidade média 8,6
Volume total (10
6
m
3
) 542
Tempo de residência (dias) 7-24
Vazão média anual (m
3
/s) 443
Ano de conclusão 1969
Fonte: CETESB (2001), Barbosa et al., (1999).
3.1.3 Reservatório de Ibitinga
O reservatório de Ibitinga (Figura 8) é o terceiro empreendimento hidroelétrico do rio Tietê,
tendo sido concluído no ano de 1969; está localizado a jusante do reservatório de Bariri e a
montante do reservatório de Promissão, entre as coordenadas 21
0
45´ S e 48
0
59´ W (CESP,
1998). Seu comprimento mede cerca de 1.490 metros, sendo seus principais tributários os rios
Jacaré Guaçu e Jacaré Pepira. Sua área de entorno, caracterizada por campos de pastagens,
com poucas áreas de capoeira e reflorestamento, com domínio de zonas de cultivo de cana-de-
açúcar e citricultura. Dentre as atividades industriais, as de maior destaque são as usinas
sucroalcooleiras, engenhos, curtumes, indústrias alimentícias e metal mecânico (CETESB, 2001).
As principais características morfométricas deste reservatório estão expostas na Tabela 3.
Figura 8. Reservatório de Ibitinga. Fonte: AES/Tietê AS
55
Tabela 3. Características morfométricas do reservatório de Ibitinga.
Características
Área alagada (Km
2
) 114
Área de drenagem (km
2
) 43.500
Profundidade média 8,6
Volume total (10
6
m
3
) 981
Tempo de residência (dias) 12-43
Vazão média anual (m
3
/s) 525
Ano de conclusão 1969
Fonte: CETESB (2001), Barbosa et al., (1999).
3.1.4 Reservatório de Promissão
O reservatório de Promissão (Figura 9) é o quarto reservatório da série do Sistema em
cascata do rio Tietê. Este reservatório teve seu término em 1975, e encontra-se a jusante do
reservatório de Ibitinga e a montante do reservatório de Nova Avanhandava. Com um
comprimento de 3.710 metros, o reservatório de Promissão está situado entre as coordenadas 21
0
18´ S e 49
0
47´ W (CESP, 1998). Além do rio Tietê, o reservatório recebe a influência de vários
tributários, como: o rio Dourado, rio Cervo Grande, rio Batalha e Ribeirão dos Porcos. Os
principais usos do solo da bacia são as áreas de urbanização, indústrias e agropecuárias. Os
centros urbanos são de pequeno a médio porte e a economia sustenta-se na agroindústria de
produção e exportação sucroalcooleira e sucocitrícola, fomentando a indústria mecânica e de
implementos agrícolas. As principais características morfométricas deste reservatório estão
apresentadas na Tabela 4.
Figura 9. Reservatório de Promissão. Fonte: AES/Tietê AS
56
Tabela 4. Características morfométricas do reservatório de Promissão.
Características
Área alagada (Km
2
) 741
Área de drenagem (km
2
) 57.610
Profundidade média 14
Volume total (10
6
m
3
) 7.418
Tempo de residência (dias) 124-458
Vazão média anual (m
3
/s) 640
Ano de conclusão 1975
Fonte: CETESB (2001), Barbosa et al., (1999).
3.1.5 Reservatório de Nova Avanhandava
O reservatório de Nova Avanhandava (Figura 10) é o quinto reservatório do sistema Tietê.
Situado a jusante do reservatório de Promissão e a montante do reservatório de Três Irmãos, este
foi concluído em 1985, apresentando um comprimento total de 2.038 metros (CESP, 1998). Este
reservatório recebe a contribuição de quatro tributários principais: rio dos Patos, Ribeirão dos
Ferreiros, Ribeirão Bonito e Ribeirão Lageado. As principais características morfométricas deste
reservatório estão expostas na Tabela 5.
Figura 10. Reservatório de Nova Avanhandava. Fonte: AES/Tietê AS
57
Tabela 5. Características morfométricas do reservatório de Nova Avanhandava.
Características
Área alagada (Km
2
) 210
Área de drenagem (km
2
) 62.300
Profundidade média 13
Volume total (10
6
m
3
) 2.720
Tempo de residência (dias) 32-119
Vazão média anual (m
3
/s) 688
Ano de conclusão 1985
Fonte: CETESB (2001), Barbosa et al., (1999).
3.1.6 Reservatório de Três Irmãos
O reservatório de Três Irmãos (Figura 11) é o último grande aproveitamento hídrico do rio
Tietê. Concluído em 1991, este reservatório é o maior de todos os reservatórios do sistema em
cascata, apresentando comprimento máximo de 3.710 metros. Localizado próximo à cidade de
Pereira Barreto, encontra-se situado entre as coordenadas 21
0
45´ S e 49
0
47´ W (CESP, 1998);
fica a 28 km da confluência com o rio Paraná e a 125 Km do reservatório de Nova Avanhandava.
Seus principais tributários são: Ribeirão do Mato, Ribeirão Azul e Ribeirão Macaúbas. De todos os
reservatórios do rio Tietê, este é o único que se apresenta sob o gerenciamento da Companhia
Energética do Estado de São Paulo. Além das duas eclusas que ligam o rio Tietê ao rio Paraná,
existe uma ligação com o reservatório de Ilha Solteira, por meio de um canal artificial, denominado
canal de Pereira Barreto, que liga-se ao rio São José dos Dourados, um importante tributário do rio
Paraná. As principais características morfométricas deste reservatório estão expostas na Tabela 6
58
Figura 11. Reservatório de Três Irmãos. Fonte: AES/Tietê AS
Tabela 6. Características morfométricas do reservatório de Três Irmãos.
Características
Área alagada (Km
2
) 817
Área de drenagem (km
2
) 70.600
Profundidade média 17,2
Volume total (10
6
m
3
) 13.800
Tempo de residência (dias) 166-615
Vazão média anual (m
3
/s) 733
Ano de conclusão 1991
Fonte: CETESB (2001), Barbosa et al., (1999).
3.2 Variáveis Climatológicas
As medidas de temperatura do ar, velocidade do vento e precipitação foram obtidas através
dos dados fornecidos pelo Instituto Agronômico de Campinas – IAC (SP), o qual mantém postos de
medição em áreas próximas aos reservatórios do rio Tietê, sendo selecionadas as estações
meteorológicas próximas às cidades de Jaú, Araçatuba e Auriflama.
59
3.3 Fatores abióticos
3.3.1 Vazão e tempo de residência da água
Os valores das vazões vertida e turbinada foram obtidos através dos registros fornecidos
pela AES – Tietê, que administra os 5 primeiros reservatórios do rio Tietê, e pela CESP, que opera
no último reservatório deste sistema em cascata. Com os valores médios da vazão, foi obtido o
tempo de residência da água em cada reservatório, utilizando, para tal fim, a seguinte fórmula:
Tr = V/86400 x Q
onde: Tr = tempo de residência
V = volume do reservatório (m
3
)
Q = vazão média do efluente do período de amostragem (m
3
/s)
86.400 = fator de conversão de segundos
3.3.2 Coleta
Este estudo foi realizado nos seis reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê, Estado de São
Paulo: Barra Bonita, Bariri, Ibitinga, Promissão, Nova Avanhandava e Três Irmãos (Figura 5). As
coletas foram realizadas em escala bimensal, de novembro de 2002 a outubro de 2003. Cada
coleta foi realizada em um ponto fixo, sempre a montante e próximo de cada reservatório. Para se
obter uma amostra integrada de toda a coluna d´água em cada estação de coleta, foi utilizada uma
bomba de sucção, com fluxo e vazão devidamente controlados. Toda água coletada foi
acondicionada em galões (10 L) para análises em laboratório.
3.3.3 Temperatura da água, concentração de oxigênio dissolvido, condutividade,
turbidez e pH
Para as medidas da temperatura da água, concentração de oxigênio dissolvido,
condutividade, turbidez e pH foi utilizado um multisensor da marca Horiba, modelo U-10, sendo
que as leituras foram realizadas a cada metro de profundidade, da superfície ao fundo.
60
3.3.4 Transparência da água
A transparência da água foi determinada utilizando-se um disco de Secchi, com 20cm de
diâmetro. A leitura foi feita em função da média da profundidade de desaparecimento e
ressurgimento do disco imerso verticalmente na água. Com a leitura obtida foi calculado o
coeficiente de atenuação de contraste vertical de acordo com Kirk (1986).
3.3.5 Material em suspensão
As amostras de água foram coletadas com auxílio de uma bomba de sucção e as medidas
foram realizadas pela técnica gravimétrica, descrita em Tundisi (1969), com modificações segundo
Wetzel e Likens (1991). Foram utilizados filtros GF/C, com 47 mm de diâmetro e 0,45 µm de
abertura de poro. Estes filtros foram previamente calcinados em mufla a 480
0
C por uma hora e
pesados em balança analítica METTLER AE 240, com precisão de
± 0,0001. Os filtros pré-
pesados (P1) foram utilizados na filtração do material e colocados na estufa a 60
0
C por 24 horas,
para eliminar a umidade e realizar a segunda pesagem (P
2
). Em seguida, foram levados
novamente à mufla a 480
0
C, por uma hora, sendo então pesados para obtenção do peso dos
filtros sem a matéria orgânica (P
3
). O cálculo de material em suspensão total foi obtido pelo
resultado da diferença de (P
2
– P
1
), a matéria orgânica por (P
2
– P
3
) e para obtenção da matéria
inorgânica, foi feita a diferença entre o material em suspensão total e a matéria orgânica. Todas as
amostras foram analisadas com réplica e os resultados foram expressos em mg/L.
3.3.6 Nutrientes
As amostras para determinação de nutrientes totais e dissolvidos (formas de nitrogênio e
fósforo, além do silicato) foram coletadas integrando-se a coluna d'água com auxílio de uma
bomba de sucção. Em seguida, foram acondicionadas em frascos de polietileno, sendo que as
amostras para análise de nutrientes dissolvidos foram previamente filtradas em filtros GF/C
WHATMAN, com porosidade de 0,45µm. O material coletado foi mantido em freezer para posterior
análise em laboratório. As metodologias utilizadas para análise estão apresentadas na Tabela 7.
Tabela 7. Metodologias de análise dos nutrientes considerados no presente estudo.
Nutriente Método de análise Referência
Nitrito Espectrofotométrico Mackereth et al. (1978)
Nitrato Espectrofotométrico Mackereth et al. (1978)
Amônia Espectrofotométrico Koroleff (1976)
61
Nitrogênio Orgânico Total Espectrofotométrico Standard Methods (APHA 1985)
Fósforo Total Espectrofotométrico Strickland e Parsons (1960)
Fósforo Total Dissolvido Espectrofotométrico Strickland e Parsons (1960)
Fosfato Total Dissolvido Espectrofotométrico Strickland e Parsons (1960)
Silicato Reativo Espectrofotométrico Golterman et al. (1978)
3.4 Fatores Bióticos
3.4.1 Clorofila a e Feofitina
As amostras de água foram coletadas integrando-se a coluna d'água com auxílio de uma
bomba de sucção e filtradas, com réplicas, em filtros de fibra de vidro WHATMAN, do tipo GF/C,
com porosidade de 0,45µm, colocados em envelopes de papel e acondicionados em frascos
escuros contendo sílica - gel e mantidos a baixa temperatura até o momento da extração. A
extração foi feita de acordo com o método descrito em Nusch (1980) e Marker et al. (1980), com
maceração mecânica em almofariz, além do choque térmico, utilizando-se como solvente o etanol
80%, aquecido a 75 ºC. Após a extração, as amostras permaneceram no escuro por um período
mínimo de 14 horas e as absorbâncias foram lidas em espectrofotômetro (MICRONAL B280), nos
comprimentos de ondas de 665 nm e 750 nm. A fórmula utilizada para os cálculos da clorofila a foi:
Clorofila a (
µg/L) = 27,9 {1,7 x (Eu 665 – Eu 750) – (Ea 665 – Ea 750)} x v/V
Feófitina (
µg/L) = 27,9 {1,7 x (Ea665 – Ea750) – Eu 665 – Eu 750} x v/V
onde Eu = absorbância da amostra não acidificada;
Ea = absorbância da amostra acidificada;
v = volume do extrato (mL);
V = Volume da amostra filtrada (L);
27,9 = coeficiente de absorção específica da clorofila a;
1,7 = razão de rendimento da clorofila a não acidificada para acidificada;
3.4.2 Coleta dos organismos fitoplanctônicos nos reservatórios do sistema Tietê
Amostras de fitoplâncton total foram coletadas com auxílio de uma bomba de sucção,
considerando-se amostras de água obtidas de forma integrada (do fundo à superfície). Após as
62
coletas, alíquotas de 100 mL do material coletado foram retiradas dos galões, fixados em solução
de formol a 4%, para identificação e quantificação das densidades populacionais fitoplanctônicas.
3.4.3 Coleta das florações de cianobactérias nos reservatórios do sistema Tietê
As florações de cianobactérias presentes nos pontos de amostragem foram coletadas com
uso de rede de plâncton (20 µm de abertura de malha), em arrastos horizontais, a fim de obter-se
o volume aproximado do material concentrado na rede. Após cada coleta, foi retirada uma
pequena alíquota (50 mL) da amostra, que foi fixada em formol a 4% para análise quali-
quantitativa das espécies em laboratório. O restante do material coletado e concentrado com rede
foi acondicionado em galões (5 L), congelado a -20
0
C e liofilizado a -30
0
C. Os extratos algais
liofilizados foram armazenados em freezer, para posterior análise de cianotoxinas algais
(intracelulares) e para testes toxicológicos.
3.4.4 Análise qualitativa e quantitativa dos grupos fitoplanctônicos
A análise quantitativa do fitoplâncton foi realizada em microscópio invertido Zeiss (Axiovert
200), após prévia sedimentação em câmara de Utermöhl (UTERMÖHL, 1958). Foram utilizadas
câmaras de sedimentação de 20 mL, com tempo de sedimentação de três horas para cada
centímetro de altura da câmara (MARGALEF, 1983). A contagem dos indivíduos foi realizada em
transectos horizontais e verticais, e o limite de contagem por câmara de sedimentação foi
determinado por meio da curva de estabilização, obtida a partir do número de espécies novas
adicionadas em relação ao número de campos contados; e também das espécies mais
abundantes, baseada na contagem de até 100 indivíduos da espécie mais comum. Os indivíduos
(células, colônias, cenóbios e filamentos) foram enumerados em campos aleatórios, sendo os
resultados expressos em densidade (org./mL) e calculados de acordo com a fórmula descrita por
Ros (1979).
organismos/mL = (n/sc) (1/h) . (F)
onde: n = número de indivíduos efetivamente contados;
s = área do campo em mm
2
no aumento de 40 X;
c = número de campos contados;
h = altura da câmara de sedimentação em mm;
F = fator de correção para mililitro (10
3
mm
3
/1 mL)
63
A análise da composição dos organismos fitoplanctônicos presentes nas amostras foi feita
em lâminas e lamínulas sob microscópio binocular Zeiss (Axioskop), equipado com contraste de
fase, câmara clara, filtros e equipamento fotográfico. A identificação dos organismos foi realizada
segundo as características morfológicas e morfométricas dos mesmos, sendo essa análise
efetuada ao menor nível taxonômico possível com base em bibliografia específica (ROUND, 1971;
SIMONSEN, 1979; BOURRELY, 1981, 1985). A identificação das cianobactérias foi realizada em
nível de espécie, segundo as características morfológicas e morfométricas descritas em literatura
especializada (KOMÁREK 1991; SANT´ANNA, 1991; KOMÁRKOVÁ, 1998; KOMÁREK e
KOMÁRKOVÁ, 2002; SANT´ANNA e AZEVEDO, 2000; SANT´ANNA et al., 2004) e recorreu-se,
quando necessário, ao auxílio de especialistas. Ao final, os táxons inventariados foram
apresentados em uma listagem, segundo critérios de classe, gênero e/ou espécie.
Para a quantificação das células de cianobactérias foi procedido um experimento seletivo,
onde foram utilizadas as amostras coletadas e preservadas dos reservatórios investigados. Esse
material foi submetido à digestão a quente em solução de hidróxido de sódio (NaOH), segundo
proposto por Reynolds e Jaworski (1978) e Box (1981), e modificado em laboratório, cuja solução
final apresentou concentração de 0,03 M. Essa amostras foram mantidas em estufa a 70
0
C por 40
minutos. Posteriormente ao tempo de digestão, foi realizada a contagem em Hematocitômetro de
Neubauer (0,1 mm de profundidade), em microscópio óptico Zeiss, com um aumento de 100
vezes. Para esta etapa, três contagens de cada amostra foram realizadas e a média foi expressa
em células/L de água do ambiente.
Para a quantificação de colônias e filamentos de cianobactérias foram realizadas contagens
destas em câmara de Sedgewick-Rafter (volume de amostra de 1 mL). Para cada amostra
analisada, foram realizadas três contagens, sendo calculada a média ao final, representada em
organismos (colônias ou filamentos/L) de água do ambiente.
3.5 Índices biológicos calculados
A partir dos resultados das análises quantitativas (densidade = org./L) da comunidade
fitoplanctônica, foram calculados os índices referentes à estrutura da comunidade.
Riqueza (R) - Foi considerada como o número total de táxons encontrados por amostra
Índice de Diversidade (H
l
) (Bits/ind.) – Foi estimado pelo Índice de Shannon e Wiener
(Shannon e Wiener, 1949)
64
∑
=
−=
s
i
ii
ppH
1
2
))(log('
onde pi = ni/n
ni = número total de indivíduos de cada táxon amostrado
n = número de total de indivíduos na amostra
Indide de Uniformidade ou Equitatividade (U
I
) – Foi avaliado de acordo com Pielou (1966)
S
H
U
2
log
'
'=
onde: H
I
= diversidade da amostra
S = riqueza de táxons na unidade amostral
Índice de Dissimilaridade - Segundo o método de Bray e Curtis (1957)
S
B&C
= Σ Ix
i
–y
i
I /[ (X+Y) ]
onde: X = Σ xi, onde x = número total de indivíduos na primeira amostragem da dupla a ser
comparada.
Y = Σ yi, onde y = número total de indivíduos na primeira amostragem da dupla a ser
comparada.
Os mesmos foram convertidos a dados de similaridade subtraindo-se o valor de
dissimilaridade da unidade. A unidade representa, neste caso, 100% de similaridade
S
B&C
= 1 – D
B&C
Todos os resultados referentes aos índices de diversidade, uniformidade e dissimilaridade
foram calculados com o programa “BioDiversity Pro” versão 2.0
3.6 Índices de estado trófico (IET)
O índice de estado trófico de Carlson (1977), modificado por Toledo et al. (1983), foi
calculado para os reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê, a partir de fórmulas que consideram as
medidas de visibilidade do disco de Secchi, e as concentrações clorofila a, fósforo total e fosfato
65
inorgânico. Em posse destes variáveis foi possível calcular também o índice de estado trófico
médio. Foram utilizadas as seguintes equações:
IET (S) = 10 (6 - 0,64 +lnS)
=> S = visibilidade do disco de Secchi
ln2
IET (CHL) = 10 (6 – 2,04 – 0,695 ln CLa)
=> CLa = concentração de clorofila a
ln2
IET(P) = 10 { 6 – ln(80.32 / P)
} => P = concentração de fósforo total
ln2
IET (PO
4
) = 10 { 6 – ln (21,67 / PO
4
) } => PO4 = concentração de fosfato
ln2
IET (Médio) = IET (S) + 2 { IET (P) + IET (PO
4
) + IET (CLa) }
7
O critério para a classificação dos reservatórios de acordo com este índice foi:
Oligotrófico => IET ≤ 44
Mesotrófico => 44≤ IET ≥ 54
Eutrófico => IET ≥ 54
3.7 Testes Toxicológicos com Florações de Cianobactérias
3.7.1 Teste de toxicidade aguda com amostras coletadas nos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê
Os testes de toxicidade aguda foram realizados com os microcrustáceos Daphnia similis,
Ceriodaphnia dubia e Ceriodaphni silvestrii. Todos estes organismos-teste foram obtidos a partir
das culturas estoque mantidas no Laboratório de Ecotoxicologia do Núcleo de Estudos em
Ecossistema Aquáticos, situados no Centro de Recursos Hídricos e Ecologia Aplicada (CRHEA -
USP). Os testes de toxicidade aguda com camundongos da espécie Swiss albino foram realizados
66
em duas instituições de pesquisa: o Biotério da Fundação Universidade Federal de Rio Grande,
RS, e o Laboratório de Ecotoxicologia do DEBE, da Universidade Federal de São Carlos, SP,
sendo os animais desta última instituição fornecidos pelo Biotério da USP de Ribeirão Preto (SP).
3.7.1.1 Teste toxicológico com camundongos Swiss albino
Foram utilizados camundongos da espécie Swiss albino para os testes de toxicidade aguda
realizados com os extratos algais de cianobactérias (liofilizados) coletados nos reservatórios.
Nestes ensaios toxicológicos foram preparadas concentrações crescentes de extratos das
florações em solução fisiológica (NaCl - 0,09%), nas doses: 125, 250, 500, 1000 mg/Kg (mg de
material algáceo seco / Kg de peso corpóreo dos camundongos), além do controle, em que foi
injetada apenas solução fisiológica. Todos os extratos-mãe utilizados nestes ensaios foram
congelados e descongelados em alternância (3 vezes), sendo ao final sonificadas à 25 Hz
(SONICATOR XL MISONIX, MODEL 100 Watt) por três ciclos de 1 minuto cada, sob banho de
gelo para evitar aquecimento da amostra. Para cada dose foram utilizados 3 camundongos
machos, pesando entre 18 e 25 g, tendo sido injetado um volume de 1 mL através de injeções
intraperitoneais (i.p). Após as injeções, os animais foram mantidos em local arejado com alimento
e água, sob observação, durante 24 horas. Para o cálculo estatístico da DL
5
0-24h foi usado o
programa Trimmed Spearman-Karber (HAMILTON et al., 1977).
3.7.1.2 Teste toxicológico com microcrustáceos
3.7.1.2.1 Preparo dos extratos algais liofilizados de cianobactérias para os testes
ecotoxicológicos.
Para os testes de toxicidade aguda, a partir do material liofilizado (biomassa seca
cianobactérias), foram preparados extratos aquosos no mesmo meio de cultivo dos organismos-
teste. Todos os extratos-mãe foram preparados na concentração estoque de 50 mg/mL de peso
seco. O rompimento e a conseqüente liberação das toxinas na água foi possível através do
congelamento e descongelamento, em alternância, sendo ao final sonificadas à 25 Hz
(SONICATOR XL MISONIX, MODEL 100 Watt) por três ciclos de 1 minuto cada, sob banho de
gelo para evitar aquecimento da amostra. Esse material aquoso foi centrifugado cerca de 3500g
por 10 minutos, para precipitação das células rompidas. O sobrenadante foi extraído e utilizado
nos testes, quando os organismos foram expostos a 6 concentrações crescentes a partir do extrato
mãe. As concentrações das amostras testadas foram 0,11; 0,22; 0,44; 0,88; 1,76 mg mL
-1
de peso
seco, além do controle realizado com a água da cultura dos organismos.
67
3.7.1.2.2 Delineamento dos testes de toxicidade aguda com Daphnia similis,
Ceriodaphnia dubia e Ceriodaphnia silvestrii
Para os testes de toxicidade aguda, organismos jovens (neonatos com 6 a 24 horas de vida)
foram expostos a 6 concentrações crescentes, obtidas de diluições feitas a partir do extrato
algáceo concentrado, mais um controle. Para cada amostra foram utilizados 10 organismos, com
duas réplicas, em frascos de 25 mL, contendo 10 mL de amostra de extrato algáceo em cada uma.
Paralelamente aos testes das amostras, foi realizado um controle, visando observar a
sobrevivência dos organismos nas condições de teste. A duração dos testes foi de 48 horas,
efetuando-se a contagem dos organismos mortos após esse período. Os organismos foram
mantidos no escuro, sem alimentação, sob temperatura variável entre 22 e 25
0
C. Medidas de pH,
dureza, condutividade, temperatura e oxigênio dissolvido foram tomados no início e final dos
testes. Para o cálculo estatístico da CE
50
-48h foi utilizado o programa Trimmed Spearman-Karber
(HAMILTON et al., 1977).
Foram efetuados testes de sensibilidade durante todo o período de ensaios ecotoxicológicos
com os microcrustáceos, a fim de verificar as condições fisiológicas desses organismos. Cada lote
contendo uma espécie teste foi exposto a uma substância de referência, de modo a obter
resultados válidos e confiáveis durante o presente estudo. Para Daphnia similis foi utilizado o
dicromato de potássio como substância de referência, enquanto que para Ceriodaphnia dubia e
Ceriodaphnia silvestrii foi utilizado o cloreto de sódio, segundo critérios definidos em normas
técnicas da CETESB (1992).
3.7.1.2.3 Manutenção das culturas de microcrustáceos
A manutenção das culturas de Daphnia similis, Ceriodaphnia dubia e Ceriodaphnia silvestrii
foi realizada em cristalizadores com capacidade para 2 L. As trocas de água foram feitas 3 vezes
por semana, sendo as mesmas utilizadas após filtragem em rede (malha de 45 µm). No início de
cada lote foram cultivados 50 indivíduos de Daphnia similis e 60 de Ceriodaphnia dubia e
Ceriodaphnia silvestrii. A repicagem foi feita semanalmente, com indivíduos de idade em torno de
24 horas, com a finalidade de manter lotes de organismos com idades controladas. As culturas
destes organismos foram mantidas em estufa incubadora, com controle de temperatura e
luminosidade: fotoperíodo de 16 horas de luz e 8 horas de escuro, intensidade luminosa de
1000Lux e temperatura de 22 ±2
0
C.
Foi utilizada uma água de manutenção, segundo as normas da APHA (1992). Para a
elaboração desta água foi utilizada água mineral (DAFLORA), acrescida de alguns reagentes
(descritos abaixo) para correção de sua dureza.
68
Para o ajuste da dureza desta água foi utilizada uma solução contendo 1,5 g/L de sulfato de
cálcio e uma outra solução contendo 0,2 g/L de cloreto de potássio + 4,8 g/L de bicarbonato de
sódio + 6,1 g/L de sulfato de magnésio. Para cada mg de dureza a ser aumentada, acrescenta-se
0,5 mL da primeira solução e 0,25 mL da segunda solução, por litro de água a ser ajustada. Para
medida da dureza da água foi feita titulação com solução de EDTA, segundo APHA (1992) e
CETESB (1992), seguindo a relação:
Dureza (mg de CaCO
3
) = Vol. de EDTA (mL) x 1000 x F / Vol. de amostra
onde: F= fator de correção do EDTA.
Foi utilizada a alga Selenastrum capricornutum e alimento composto de ração para truta e
levedura como alimento para Daphnia similis, Ceriodaphnia dubia e Ceriodaphnia silvestrii. O
cultivo da alga Selenastrum capricornutum foi realizado em meio W.C. (CETESB, 1986). Na
preparação deste meio, o mesmo foi autoclavado por 20 min a 120
o
C e posteriormente foi
inoculada uma concentração estimada em torno de 1x10
4
cél algas/mL. Depois de inoculado o
meio, esta cultura foi mantida sob iluminação de 2000Lux, aeração constante e temperatura de
22± 2
o
C.
Após oito dias de cultivo, a cultura foi decantada em geladeira ou centrifugada a 3000 rpm
por 10 min., em temperatura entre 15 e 20
o
C, sendo posteriormente esgotado o meio W.C. para
retirada de possíveis nutrientes não aproveitáveis pela alga, produtos metabólicos e ressuspensão
das células em meio contendo água mineral mais as soluções S1 e S2. A partir de então, foi feita a
estimativa da densidade de algas, através de contagem em Hematocitômetro de Neubauer, sob
microscópio óptico. Desta forma, foi calculado o volume da suspensão a ser adicionada para as
culturas de zooplâncton, de forma que as mesmas recebessem 10
5
cel/L por dia. O cálculo do
volume de suspensão de algas foi feito utilizando-se a expressão:
V
1
N
1
= V
2
N
2
onde: V
1
= Volume da suspensão algácea a ser adicionada na cultura
N
1
= número de cel/L da suspensão algácea
V
2
= 1000 mL
N
2
= concentração de cel/L desejadas (10
5
cel/L)
Juntamente com as algas foi oferecido às culturas zooplanctônicas um alimento composto,
preparado com fermento biológico seco tipo Fleischmann e ração para truta. O procedimento para
a preparação do alimento composto, a base de ração para truta foi o seguinte:
1) adicionar 5 g de ração para truta em 1 L de água destilada, mantendo sob aeração por
uma semana e completando o volume de água evaporada;
69
2) após esse período, deixa-se a solução em repouso para decantar, filtrando o
sobrenadante em rede de plâncton (malha de 45 µm) e descartando-se o material sedimentado;
3) distribui-se esse filtrado em frascos de 50 mL, conservando-os em freezer a – 20
0
C, até
o momento de uso;
4) no momento de uso adiciona-se, para cada frasco de 50 mL, 0,25 g de fermento
biológico seco diluído em 50 mL de água destilada.
Para cada lote de ração preparada, calcula-se o peso seco de alimento por mililitro ou o
teor de sólidos totais em suspensão e, a partir do resultado obtido, calcula-se o volume de alimento
a ser adicionado por dia às culturas, de modo a obter uma concentração de sólidos em suspensão,
de 14 mg/L.
3.7.1.2.4 Controle de qualidade dos organismos-teste
O controle da qualidade das condições fisiológicas dos clones das espécies utilizadas nos
testes toxicológicos foi realizado mensalmente, através da avaliação da sensibilidade, aplicando-se
um teste de sensibilidade com substâncias de referência, segundo recomendações da USEPA
(1994). As substâncias de referência constituem-se de dicromato de potássio para Daphnia similis,
o cloreto de sódio para Ceriodaphnia dubia e Ceriodaphnia silvestrii
Segundo os procedimentos descritos em CETESB (1992), para os ensaios de sensibilidade
com Daphnia similis foram preparadas as seguintes concentrações-teste que terão como base a
água de cultivo: 0,02; 0,04; 0,16 e 0,32 e duas soluções estoques de 1,0 e 0,1 mg/L de dicromato
de potássio. Os organismos em estágio de neonatos (idade entre 0 e 24 horas) foram expostos em
diferentes concentrações para comparação com a amostra controle, onde existe somente a água
de cultivo. Para cada concentração foram feitas tréplicas, com 5 neonatos cada. Durante o período
de teste, os organismos foram mantidos no escuro e sem alimento, em sala com temperatura
variando de 22 a 25
o
C. Após o período de exposição (24 horas), procedeu-se à contagem dos
organismos imóveis, sendo assim considerados aqueles que não conseguirem se movimentar
dentro de um intervalo de 15 segundos, após leve agitação da amostra. Os organismos foram
considerados aptos para serem utilizados em testes de toxicidade quando o valor da CE (I)
50
, 24H
(Concentração Efetiva Inicial Média) estivesse entre 0,04 e 0,17 mg/L de dicromato de potássio
(CETESB, 1992). Foi calculado o CE (I)
50
, 24H através do método Trimmed Spearman-Karber
(HAMILTON et al., 1977).
Os testes de toxicidade aguda, para avaliação da sensibilidade das espécies Ceriodaphnia
dubia e Ceriodaphnia silvestrii ao cloreto de sódio, foram feitos de modo semelhante aos testes
com Daphnia similis (CETESB, 1992). As concentrações testes usadas foram: 1,0; 1,3; 1,6; 2,0 e
2,2 mg/L de NaCl, a partir de uma solução estoque de 10 mg/L em água destilada. Foram
70
considerados adequados para serem utilizados nos testes de toxicidade os organismos que
apresentavam valores de CE (I)
50
, 48H entre a faixa de 1,33 e 1,82 g/L de cloreto de sódio
(CETESB, 1992). Foi calculado o CE (I)
50
, 48H através do método Trimmed Spearman-Karber
(HAMILTON et al., 1977).
Durante o período de avaliação da sensibilidade de todos os organismos-teste foram
tomadas medidas de temperatura da água, pH, oxigênio dissolvido, condutividade e dureza, no
início e término dos experimentos, para as diferentes soluções testadas.
3.7.1.3 Análise de cianotoxinas em florações de cianobactérias presentes nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê
Todo o material obtido durante as etapas de coletas no estudo foi liofilizado a -30
0
C
(LIOFILIZADOR LB 5000 TT – TERRONI-FAUVEL) até plena desidratação. Este material seco foi
pesado em balanças analíticas (precisão de 10
-4
g), acondicionado à vácuo e mantido sob
refrigeração a – 20
0
C para melhor preservação. Este material, posteriormente, foi submetido a
uma análise de identificação e quantificação de cianotoxinas, bem como nos testes toxicológicos.
3.7.1.3.1 Quantificação de hepatotoxinas com o imunoensaio para microcistinas
Para as análises das microcistinas intracelulares das algas, foram pesados 30 mg do
material liofilizado, diluídos em 10 mL de água deionizada, congelados e descongelados em
alternância e sonificados (HIGH INTENSITY ULTRASONIC PROCESSOR, MODEL 50 Watt) por
três ciclos de 1 minuto cada, a 20 kHz com amplitude 100, sob banho de gelo para evitar
aquecimento da amostra. Após a sonificação, este extrato homogeneizado foi filtrado (Millipore,
ester de celulose 0,45 µm), obtendo-se a solução final que foi analisada no “Kit” Imunoensaio
específico para microcistinas ELISA (ENVIROLOGIX, INC ®), descrito por Chu et al. (1990). Foi
utilizado leitor de placa ELISA com comprimento de onda de 450 nm, sendo a concentração de
microcistinas expressa como equivalentes à microcistina – LR.
3.7.1.3.2 Quantificação de neurotoxinas (saxitoxinas, neosaxitoxinas e
goniautoxinas) em cromatografia líquida de alta eficiência (CLAE)
Para a análise das saxitoxinas intracelulares das cianobactérias, foi utilizado o método
descrito por Oshima (1995) e adaptado para o uso de extratos liofilizados. Nesta análise, 10 mg de
material liofilizado foram dissolvidos em 10 mL de ácido clorídrico (0,05 N) e sonificados (High
INTENSITY ULTRASONIC PROCESSOR, MODEL 50 Watt) por três ciclos de 1 minuto cada, a 20
kHz com amplitude 100, sob banho de gelo para evitar aquecimento da amostra, sendo o extrato
71
filtrado (Millipore, éster de celulose). A amostra foi posteriormente derivatizada pelo método do
periodato e peróxido para análise em CLAE (SHIMADZU, JAPAN). Foram analisadas as
presenças de saxitoxinas, neosaxitoxinas e goniautoxinas (GTX-1, GTX-2, GTX-3, GTX-4).
Tendo em vista que o método utilizado (OSHIMA, 1995) no presente estudo para a detecção
das saxitoxinas promove, durante a análise, a separação e quantificação das diferentes variantes
das toxinas paralisantes de moluscos (PSTs), e que a Portaria 518 do Ministério da Saúde
(BRASIL, 2004) recomenda a expressão do Valor Máximo Permitido desses alcalóides em
equivalentes de saxitoxinas, foi realizada a conversão dos resultados obtidos individualmente
dessas variantes tóxicas para um valor que representa a toxicidade total da amostra, na forma da
variante mais tóxica, ou seja, em saxitoxinas. Para tanto, converteu-se o valor quantificado em
cada uma das variantes do grupo das PSTs detectadas nas amostras, na forma de equivalentes
de saxitoxinas (eq. STX), por meio da equação adaptada por Oshima (1995), sendo o resultado
final expresso em equivalentes de saxitoxinas/L, segundo a fórmula:
eq STX = Σ[(Ci * Ti (µg/L)]
onde: Ci = concentração de toxina em microgramas por litro (µg/L)
Ti = toxicidade relativa da toxina
Com base nos valores encontrados para microcistina e saxitoxinas por mg de pó liofilizado,
foi possível calcular a concentração o valor destas cianotoxinas por litro de água no ambiente
segundo a formula descrita:
Concentração cianotoxinas/L = (A x B ) / C
onde: A = concentração da cianotoxina por peso de pó liofilizado (µg/mg)
B = peso total de amostra liofilizada (mg)
C = Volume total filtrado na rede de plâncton que gerou o pó liofilizado (L)
Toda a etapa de análise de cianotoxinas foi realizada na Unidade de Pesquisa em
Cianobactérias da Fundação Universidade Federal do Rio Grande, RS, com o apoio e supervisão
técnica do Prof. Dr João Sarkis Yunes.
3.8 Análise dos Resultados
Os resultados obtidos durante o estudo foram armazenados em planilhas eletrônicas dos
programas Excel (WINDOWS XP) e Origin (Versão 7.5), sendo os parâmetros estatísticos
calculados segundo os métodos estatísticos descritos logo abaixo: “
72
Análise de correlação de Pearson - Foi realizada por meio do programa estatístico
“Statistica for Windows”, versão 6.0.
Análise de Componentes Principais (ACP) - Foi realizada por meio do programa
estatístico FITOPACT versão 9.0.
Análise de Cluster – O agrupamento entre os reservatórios foi realizado conforme a
técnica de Linkagem Média (UPGMA), segundo o programa “Statistica” versão 6.0.
73
4 RESULTADOS
4.1 Variáveis Climatológicas
Os dados obtidos junto às estações climatológicas de Jaú, Araçatuba e Auriflama,
referenciadas nesse estudo, em função da localidade das mesmas, permitiram uma análise
do comportamento e distribuição das chuvas, temperaturas do ar e intensidade dos ventos e
possibilitaram estimar os possíveis efeitos destas condições nos reservatórios em cascata do
Médio e Baixo rio Tietê. Os resultados referentes à precipitação pluviométrica estão
apresentados na Figura 12 e Tabela 8 (Anexo), os de temperatura na Figura 13 e Tabela 9
(Anexo), e os de intensidade dos ventos na Figura 14 e na Tabela 10 (Anexo).
4.1.1 Precipitação pluviométrica
De acordo com os dados fornecidos pelo Instituto Agronômico de Campinas (IAC), os
valores referentes à precipitação apresentaram um padrão normal esperado, com altos
valores nos meses marcados por chuva na região, com destaque para os meses de
dezembro de 2002 e janeiro a abril de 2003, enquanto que os menores registros estiveram
compreendidos no período de seca, entre os meses de maio e setembro de 2003. Durante o
mês de janeiro de 2003 foram observadas as maiores precipitações acumuladas, com valores
de 406 a 409 mm nas estações medidoras de Jaú e Araçatuba, respectivamente. Quando
comparados à média normal para o período de chuvas na região, percebe-se que nestas
duas estações foram registrados valores um pouco acima da média normal esperada (entre
468 e 482 mm, respectivamente). O mês de julho de 2003 foi marcado pelos menores
registros de chuva na região, principalmente nas estações climatológicas de Jaú e Auriflama,
com valores mínimos acumulados de 3,2 e 4,9 mm, respectivamente. Os menores níveis de
precipitação registrados estiveram abaixo da média normal climatológica na região, com
valores entre 42,2 e 22,2 mm, respectivamente (Figura 12).
74
Figura 12. Valores mensais de precipitação pluviométrica acumulada (mm) durante o
estudo e média histórica nas estações medidoras de Jaú, Araçatuba e Auriflama.
4.1.2 Temperatura do ar
Os resultados referentes à temperatura do ar demonstram que os maiores valores
(médias das máximas) foram registrados nos meses de novembro e dezembro de 2002, e
fevereiro de 2003, enquanto que os menores valores (médias das mínimas) estiveram
compreendidos entre os meses de maio, julho e agosto de 2003. A maior temperatura do ar
foi verificada no mês de dezembro de 2002, com valor de 33,7
0
C, na estação de Araçatuba,
enquanto a menor foi observada em agosto de 2003, com o valor de 11,5
0
C, na estação de
Jaú (Figura. 13).
Figura 13. Variação da temperatura do ar (máximas e mínimas) durante o período de estudo
nas estações medidoras de Jaú, Araçatuba e Auriflama.
75
4.1.3 Velocidade do vento
Segundo os dados obtidos nas estações meteorológicas próximas às cidades de Jaú,
Araçatuba e Auriflama, observa-se um padrão espaço temporal nos valores da velocidade
dos ventos registrados durante o estudo. Os maiores valores registrados de ventos (> 9 km/h)
ocorreram principalmente nas estações de Araçatuba e Auriflama, durante períodos
intermediários entre as estações de chuva e de seca na região estudada. Pode-se constatar
que as menores intensidades de ventos (< 6 km/h) estiveram compreendidas principalmente
na estação de Jaú, em dois períodos distintos: um no início da estação chuvosa e outro ao
final da estação de seca na região. Estes resultados, referentes à intensidade dos ventos
correspondem à média obtida durante a semana em que foram realizadas as coletas nos
reservatórios do rio Tietê (Figura 14).
Figura 14. Valores de velocidade do vento (km/h) obtidos nas estações meteorológicas
localizadas na área de abrangência e no período de estudo.
4.2 Variáveis Hidrológicas
4.2.1 Valores de vazão defluente e tempo de residência da água nos
reservatórios do Sistema Tietê
A vazão defluente e o tempo de residência da água nos reservatórios do Médio e Baixo
rio Tietê apresentaram variações em seus valores em escala espacial (entre reservatórios) e
temporal (sazonalidade) durante o presente estudo. Os resultados referentes às vazões e aos
tempos de residência da água estão apresentados na Figura 15 e na Tabela 11 (Anexo).
76
Os maiores valores de vazão defluente (média mensal) ocorreram entre os meses
marcados por chuvas (novembro/2002 a março/2003), com destaque para os reservatórios de
Nova Avanhandava, Três Irmãos, Promissão e Ibitinga, que apresentaram os maiores
registros de vazão (> 430 m
3
/s). Os menores valores de vazão (média mensal) ocorreram nos
meses típicos de seca na região (maio a agosto de 2003), destacando-se os reservatórios de
Barra Bonita e Bariri, cuja vazão mínima foi de 200 m
3
/s.
Foi observada uma variabilidade espaço temporal durante o estudo, para o tempo (dias)
que a água permaneceu em cada um dos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê. Os
menores valores registrados para o tempo de residência da água nos reservatórios
investigados foram verificados durante os meses marcados por chuvas (novembro/2002 a
março/2003), principalmente nos reservatórios de Bariri e Ibitinga, com valores mínimos
registrados de 14 e 34 dias, respectivamente. Os maiores valores do tempo de residência
ocorreram nos meses de seca (maio a setembro/2003), destacando-se os reservatórios de
Promissão e Três Irmãos, onde os valores máximos foram de 230 e 292 dias,
respectivamente. Valores intermediários do tempo de residência da água, entre 134 e 56 dias,
foram observados ao longo do período de estudo nos reservatórios de Barra Bonita e Nova
Avanhandava, respectivamente.
77
Figura 15. Valores de vazão (m
3
/s) e tempo de residência da água (dias) nos reservatórios de
Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo.
78
4.3 Variáveis Físicas, Químicas e Biológicas (Clorofila a) da Água
4.3.1 pH e Condutividade elétrica da água nos Reservatórios do Sistema Tietê
Os dados relativos ao pH e à condutividade elétrica d`água nos reservatórios do Médio
e Baixo rio Tietê estão apresentados nas Tabelas 12 a 17 (Anexo), enquanto que os perfis
verticais obtidos podem ser visualizados nas Figuras 16 a 21.
Os resultados obtidos para o pH, nos seis reservatórios do rio Tietê não demosntraram
variações espacial e temporal definidas entre seus valores, durante o período de estudo.
Constatou-se que os valores registrados de pH nos reservatórios investigados indicaram uma
condição levemente alcalina na superfície ou subsuperfície da coluna d`água, com mudanças
para condições ligeiramente ácidas nas porções de fundo destes ambientes. Os maiores
valores do pH da água foram registrados nos três primeiros reservatórios do rio Tietê
(reservatórios de Barra Bonita, Bariri e Ibitinga), em especial durante o mês de novembro de
2002. Ocasionalmente, esses valores apresentaram oscilações nos demais ambientes,
variando de um mínimo de 6,06 (no reservatório de Barra Bonita, em fevereiro de 2003) a um
valor máximo de 10,28 (no reservatório de Bariri em novembro de 2002), ambos valores
registrados durante o momento da coleta.
Os perfis da condutividade elétrica da água demonstraram um padrão homogêneo em
seus valores ao longo da coluna d`água, para a maioria dos reservatórios durante o estudo,
com poucas casos de exceção ao observado. Foi constatada a redução gradativa nos valores
de condutividade na água no sentido do primeiro reservatório do rio Tietê (Barra Bonita) em
direção ao último (Três Irmãos), com exceção apenas para os reservatórios de Promissão e
Nova Avanhandava, durante algumas coletas realizadas. Considerando-se todos os
reservatórios, a amplitude de variação registrada foi grande, variando do mínimo de 84
µS/cm, registrado no mês de junho de 2003, no reservatório de Ibitinga, ao máximo de 296
µS/cm, obtido no mês de novembro de 2002, no reservatório de Barra Bonita, ambos valores
mensurados durante o momento da coleta. Os valores de condutividade elétrica registrados
nos reservatórios em estudo foram maiores nos meses marcados por chuvas (novembro/2002
a abril/2003), enquanto menores valores foram constatados no período de seca (maio a
setembro/2003), exceção apenas para as coletas durante os meses de agosto e outubro de
2003, quando altos valores de condutividade foram registrados.
79
Figura 16. Perfis de pH e condutividade (µS/cm) nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê
em novembro de 2002.
80
Figura 17. Perfis de pH e condutividade (µS/cm) nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê
em fevereiro de 2003.
81
Figura 18. Perfis de pH e condutividade (µS/cm) nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê
em abril de 2003.
82
Figura 19. Perfis de pH e condutividade (µS/cm) nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê
em junho de 2003.
83
Figura 20. Perfis de pH e condutividade (µS/cm) nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê
em agosto de 2003.
84
Figura 21. Perfis de pH e condutividade (µS/cm) nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê
em outubro de 2003.
85
4.3.2 Oxigênio dissolvido e temperatura na coluna d`água nos reservatórios
do Sistema Tietê
Os resultados relativos aos valores de oxigênio dissolvido e temperatura da água nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê estão apresentados nas Tabelas 12 a 17 (Anexos),
enquanto que os perfis verticais obtidos estão apresentados nas Figuras 22 a 27.
Os resultados obtidos para a temperatura da água, para a maioria dos reservatórios,
demonstraram perfis pouco variáveis durante o período de estudo. Os valores registrados
mantiveram um padrão de isotermia, com poucos casos de microestratificação térmica,
sendo comum a formação de gradientes suaves, sem uma termoclina acentuada nos
reservatórios investigados. Em geral, a temperatura da água registrada entre os
reservatórios apresentou um padrão temporal, com os maiores valores compreendidos nos
meses de chuvas (estação quente), enquanto que os menores estiveram associados aos
meses de seca (período de estação fria), com poucos casos de exceção a esse padrão. A
menor amplitude de variação da temperatura da água durante a ocasião das coletas foi
observada nos reservatórios de Promissão, em junho de 2003, e Três Irmãos em agosto de
2003, com valores variando de 23,1 a 23
0
C e de 21,5 a 21,4
0
C, respectivamente, em toda
a coluna d`água.
Considerando-se os seis reservatórios investigados durante o estudo, a variação da
temperatura da água ocorreu entre um valor máximo de 29,2
0
C, obtida no reservatório de
Três Irmãos em fevereiro de 2003, a um valor mínimo de 19,2
0
C, registrado no reservatório
de Barra Bonita, em agosto de 2003, ambos registrados no momento da coleta.
Os perfis verticais de oxigênio dissolvido na coluna d`água, entre os seis reservatórios
do Sistema Tietê, não demonstraram uma variação temporal definida durante o período de
estudo. Foi observado, em algumas coletas, um aumento gradativo nas concentrações
superficiais do oxigênio ao longo dos reservatórios em cascata, no sentido do primeiro
reservatório para o último do sistema. Constatou-se, ainda, um padrão de estratificação dos
valores 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. Os perfis de estratificação do oxigênio na coluna d`água
foram mais acentuados nos quatro primeiros reservatórios do Sistema Tietê, principalmente
nos reservatórios de Barra Bonita e Bariri. Perfis mais homogêneos foram mais comuns nos
dois últimos reservatórios, principalmente no reservatório de Três Irmãos.
As concentrações de oxigênio dissolvido na coluna d`água apresentaram variações
acentuadas entre seus valores, tendo sido obtidas concentrações de até 13,4 mg/L em
determinadas ocasiões (reservatório de Ibitinga – abril/2003), e observada a formação de
oxiclinas na coluna d`água para alguns reservatórios, a partir dos 5 e 10 metros. As maiores
86
concentrações de oxigênio dissolvido ocorreram nos três primeiros reservatórios do Sistema
Tietê, com destaque para os reservatórios de Barra Bonita e Bariri, em novembro de 2002,
com valores máximos de 13,27 e 13,43 mg/L, respectivamente, enquanto que valores
próximos ou iguais a zero foram verificados nas camadas mais profundas da coluna d`água,
especialmente nos três primeiros, em novembro / 2002; nos quatro primeiros em fevereiro /
2003; em Bariri e Nova Avanhandava em junho / 2003 e nos quatro primeiros em outubro /
2003.
Figura 22. Perfis de oxigênio dissolvido (mg/L) e temperatura (
0
C) nos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê em novembro de 2002.
87
Figura 23. Perfis de oxigênio dissolvido (mg/L) e temperatura (
0
C) nos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê em fevereiro de 2003.
88
Figura 24. Perfis de oxigênio dissolvido (mg/L) e temperatura (
0
C) nos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê em abril de 2003.
89
Figura 25. Perfis de oxigênio dissolvido (mg/L) e temperatura (
0
C) nos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê em junho de 2003.
90
Figura 26. Perfis de oxigênio dissolvido (mg/L) e temperatura (
0
C) nos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê em agosto de 2003.
91
Figura 27. Perfis de oxigênio dissolvido (mg/L) e temperatura (
0
C) nos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê em outubro de 2003.
92
4.3.3 Concentração de material em suspensão na água dos reservatórios do
Sistema Tietê
Os resultados relativos ao material em suspensão total nos reservatórios do Médio e
Baixo rio Tietê estão apresentados na Figura 28 e na Tabela 18 (Anexo), sendo que os
resultados das frações orgânicas e inorgânicas estão apresentados na Figura 29 e na
Tabela 18 (Anexo).
Pode-se constatar uma variação espaço temporal nos valores registrados para
material em suspensão total entre os reservatórios, com reduções gradativas nas
concentrações ao longo dos reservatórios em cascata, no sentido do primeiro (Barra Bonita)
em direção ao último do sistema (Três Irmãos). As maiores concentrações foram obtidas
durante o período chuvoso (novembro/2002 a abril/2003), e as menores durante o período
de seca na região (maio a setembro/2003).
As maiores concentrações de material em suspensão total foram registradas nos
reservatórios de Barra Bonita e Bariri, em fevereiro de 2003, com valores máximos de 7,93 e
7,18 mg/L, respectivamente. As menores concentrações foram obtidas no reservatório de
Três Irmãos, nos meses de junho e agosto de 2003, com valores de 0,94 e 1,35 mg/L,
respectivamente.
Material em Suspensão Total
0
1,5
3
4,5
6
7,5
9
BB BA IB PR NA TI
Pontos de Coleta
mg/L
Novembro / 02 Fevereiro / 03 Abril / 03 Junho / 03 Agosto / 03 Outubro / 03
Figura 28. Variações das concentrações de material em suspensão total (mg/L) nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo (BB: Barra Bonita; BA: Bariri; IB:
Ibitinga; PR: Promissão; NA: Nova Avanhandava e TI: Três Irmãos).
93
A fração orgânica do material em suspensão predominou em relação à inorgânica,
com valores da ordem de 35 a 98 % na composição total nas amostras analisadas entre os
reservatórios. Alguns casos de exceção a esse padrão foram observados nos reservatórios
de Barra Bonita e Bariri, sendo a parcela da fração inorgânica responsável por até 66 % da
composição total das amostras. As maiores concentrações de material orgânico foram
verificadas durante os meses marcados por chuvas, sendo as maiores frações encontradas
principalmente nos três últimos reservatórios do rio Tietê, com destaque para o reservatório
de Promissão, em novembro de 2002, com valor de 5,27 mg/L. Os menores valores da
fração orgânica foram registrados durante o período de seca, sendo os três primeiros
reservatórios do Sistema Tietê aqueles que nos mostraram as menores frações destes
sólidos em suspensão. A menor parcela de material em suspensão orgânico foi registrada
no reservatório de Três Irmãos, em agosto de 2003, com o valor de 0,85 mg/L (Figura 29).
Os resultados referentes ao material em suspensão inorgânico demonstram que esses
apresentaram baixas concentrações na maioria dos reservatórios, durante o estudo.
Ocasionalmente, houve exceções a esse padrão, como o observado em determinadas
ocasiões nos reservatórios de Barra Bonita (junho/2003, agosto/2003 e outubro/2003) e de
Bariri (fevereiro/2003, abril/2003, junho/2003 e agosto/2003). As maiores concentrações
estiveram compreendidas no período de seca, principalmente nos dois primeiros
reservatórios do rio Tietê, embora o maior registro desses tenha ocorrido no mês de
fevereiro de 2003, no reservatório de Bariri, com valor de 4,35 mg/L. As menores
concentrações foram verificadas nos meses de chuva, principalmente nos três últimos
reservatórios do Sistema Tietê, com destaque para o reservatório de Nova Avanhandava,
em novembro de 2002, com o valor mínimo de 0,03 mg/L (Figura 29).
94
Figura 29. Variações das contribuições das frações orgânicas e inorgânicas para a
composição do material em suspensão total nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê
durante o estudo (BB: Barra Bonita; BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR: Promissão; NA: Nova
Avanhandava e TI: Três Irmãos).
95
4.3.4 Limite da zona eufótica nos reservatórios do Sistema Tietê
Os valores de transparência da água e os limites da zona eufótica obtidos para cada
um dos reservatórios durante o estudo estão apresentados na Figura 30 e Tabela 19
(Anexos). Verificou-se uma similaridade entre os valores encontrados para o limite da zona
eufótica e os encontrados para o material em suspensão total. Foi observado, também, um
aumento gradativo no limite da zona eufótica a partir do primeiro reservatório (Barra Bonita)
em direção ao último (Três Irmãos) do Sistema Tietê, exceto em outubro de 2003, quando
baixos valores no limite da zona eufótica foram verificados para a maioria dos reservatórios
investigados. Os resultados para o limite da zona eufótica apresentaram uma variação
temporal durante o estudo. Os menores valores ocorreram durante o período de chuvas
(novembro/2002 a abril/2003) e os maiores nos meses de seca (maio a setembro/2003). O
valor mínimo para o limite da zona eufótica foi de 2,4 m, registrado no reservatório de Barra
Bonita (fevereiro/2003), enquanto o máximo foi de 19,8 m, registrado no reservatório de Três
Irmãos (junho/2003).
Novembro - 2002
0
10
20
30
BB BA IB PR NA TI
Pontos de coleta
profundidade (m)
Prof. Transp Z euf
Fevereiro - 2003
0
10
20
30
BB BA IB PR NA TI
Pontos de coleta
profundidade (m)
Prof. Transp Z euf
Abril - 2003
0
10
20
30
BB BA IB PR NA TI
Pontos de coleta
profundidade (m)
Prof. Transp Z euf
Junho - 2003
0
10
20
30
BB BA IB PR NA TI
Pontos de coleta
profundidade (m)
Prof. Transp Z euf
Agosto - 2003
0
10
20
30
BB BA IB PR NA TI
Pontos de coleta
profundidade (m)
Prof. Transp Z euf
Outubro - 2003
0
10
20
30
BB BA IB PR NA TI
Pontos de coleta
profundidade (m)
Prof. Transp Z euf
Figura 30. Profundidade (Prof), transparência (Transp) e limite da zona eufótica (Z euf) entre
os reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo (BB: Barra Bonita;
BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR: Promissão; NA: Nova Avanhandava e TI: Três Irmãos).
96
4.3.5 Concentrações de nutrientes nos reservatórios do Sistema Tietê
4.3.5.1 Formas nitrogenadas
Os resultados obtidos para as diferentes formas nitrogenadas, inorgânicas e orgânicas
encontradas nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê demonstram variações espacial e
temporal em suas concentrações ao longo do estudo. Constata-se uma redução gradativa
nos valores das formas nitrogenadas no sentido do primeiro reservatório do rio Tietê (Barra
Bonita) em direção ao último (Três Irmãos). Os resultados para as diversas formas
nitrogenadas calculadas nos reservatórios estão apresentados nas Figuras 31 a 34 e nas
Tabelas 20 a 25 (Anexo).
Entre as formas nitrogenadas inorgânicas quantificadas, as concentrações de nitrito e
nitrato monstraram seus maiores valores nos três primeiros reservatórios do rio Tietê (Barra
Bonita, Bariri e Ibitinga), durante dois períodos distintos: um durante a transição do período
de chuvas (novembro/2002 a fevereiro/2003) e outro próximo ao final do período de seca
(Agosto/2003). Os menores valores para estas duas formas nitrogenadas inorgânicas foram
observados nos três últimos reservatórios do Sistema Tietê (Promissão, Nova Avanhandava
e Três Irmãos), principalmente no período de transição da estação chuvosa para a seca na
região (abril a junho de 2003), com alguns casos de exceções a esse padrão.
Embora as concentrações de nitrito tenham se apresentado baixas em relação às
outras formas inorgânicas, estas ainda foram elevadas em algumas ocasiões, como as
observadas nos dois primeiros reservatórios do Sistema Tietê, com destaque para o
reservatório de Bariri, em outubro de 2003 (máximo de 151,91 µg/L). As menores
concentrações foram registradas nos três últimos reservatórios do rio Tietê, com destaque
para o reservatório de Três Irmãos, em fevereiro de 2003, que apresentou o valor mínimo de
0,79 µg/L (Figura 31 – Tabelas 20 a 25).
Os valores registrados para o nitrato foram os maiores em relação às três formas
inorgânicas nitrogenadas medidas durante o estudo. As maiores concentrações de nitrato
ocorreram nos três primeiros reservatórios do Sistema Tietê, registrando-se altos valores
nos reservatórios de Barra Bonita e Ibitinga em novembro de 2002, ambos com valor
máximo de 1.775,20 µg/L. Os menores valores registrados de nitrato limitaram-se aos três
últimos reservatórios do rio Tietê, com destaque para as concentrações verificadas no
reservatório de Três Irmãos, em abril de 2003, que obteve o valor mínimo de 41,56 µg/L
(Figura 32 – Tabelas 20 a 25).
As concentrações do íon amônio, registradas nos reservatórios apresentaram
oscilações entre seus valores ao longo do período de estudo e entre os reservatórios. As
maiores concentrações desse nutriente foram registradas nos três primeiros reservatórios do
rio Tietê, destacando-se o reservatório de Bariri, em fevereiro de 2003 (130,19 µg/L).
97
Ocasionalmente, houve exceções a esse padrão, como os altos valores registrados nos três
últimos reservatórios do rio Tietê durante o mês de novembro de 2002. As menores
concentrações desse nutriente, de modo geral, foram registrados nos últimos reservatórios
do rio Tietê, principalmente no reservatório de Três Irmãos, em fevereiro de 2003 (9,53
µg/L). A distribuição temporal do íon amônio não seguiu um padrão definido durante o
estudo, tendo sindo observada apenas uma tendência de ocorrência de maiores valores nos
três primeiros reservatórios do rio Tietê, durante aqueles meses de transição do período de
seca para o de chuvas (novembro/2002 a fevereiro/2003) e outro próximo ao final do
período de seca (Agosto/2003) (Figura 33 – Tabelas 20 a 25).
As concentrações de nitrogênio orgânico total foram bem maiores nos dois primeiros
reservatórios do Sistema Tietê (Barra Bonita e Bariri) em quase todo o período de estudo,
com poucas exceções a esse padrão. Considerando-se os seis reservatórios em estudo, a
amplitude de variação registrada para o nitrogênio orgânico total foi grande, oscilando de
1.241 µg/L no reservatório de Barra Bonita, em novembro de 2002, a 279 µg/L no
reservatório de Ibitinga, em fevereiro de 2003. Os valores de nitrogênio orgânico total
registrados nesses reservatórios foram maiores nos meses marcados por chuvas
(novembro/2002, fevereiro a abril/2003, e outubro/2003), enquanto que as menores
concentrações foram obtidas no período de seca (abril a setembro/2003). Ocasionalmente,
ocorreram exceções a esse padrão, como o observado durante os meses de junho de 2003,
quando altos valores foram registrados nos reservatórios de Barra Bonita e Ibitinga (Figura
34 – Tabelas 20 a 25)
Nitrito
0
40
80
120
160
BB BA IB PR NA TI
Pontos de Coleta
µg/L
Novembro / 02 Fevereiro / 03 Abril / 03 Junho / 03 Agosto / 03 Outubro / 03
Figura 31. Variações das concentrações de nitrito (µg/L) obtidas nos reservatórios do Médio
e Baixo rio Tietê durante o estudo (BB: Barra Bonita; BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR: Promissão;
NA: Nova Avanhandava e TI: Três Irmãos).
98
Nitrato
0
500
1000
1500
2000
BB BA IB PR NA TI
Pontos de Coleta
µg/L
Novembro / 02 Fevereiro / 03 Abril / 03 Junho / 03 Agosto / 03 Outubro / 03
Figura 32. Variações das concentrações de nitrato (µg/L) obtidas nos reservatórios do Médio
e Baixo rio Tietê durante o estudo (BB: Barra Bonita; BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR: Promissão;
NA: Nova Avanhandava e TI: Três Irmãos).
Ion Amônio
0
40
80
120
160
BB BA IB PR NA TI
Pontos de Coleta
µg/L
Novembro / 02 Fevereiro / 03 Abril / 03 Junho / 03 Agosto / 03 Outubro / 03
Figura 33. Variações das concentrações do íon amônio (µg/L) obtidas nos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo (BB: Barra Bonita; BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR:
Promissão; NA: Nova Avanhandava e TI: Três Irmãos).
99
Nitrogênio Orgânico Total
0
260
520
780
1040
1300
BB BA IB PR NA TI
Pontos de Coleta
µg/L
Novembro / 02 Fevereiro / 03 Abril / 03 Junho / 03 Agosto / 03 Outubro / 03
Figura 34. Variações das concentrações de nitrogênio orgânico total (µg/L) obtidas nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo (BB: Barra Bonita; BA: Bariri; IB:
Ibitinga; PR: Promissão; NA: Nova Avanhandava e TI: Três Irmãos).
4.3.5.2 Formas fosfatadas
Os resultados relativos às diferentes formas fosfatadas demonstraram variabilidades
espacial e temporal entre seus valores nos reservatórios do rio Tietê. Observou-se que as
maiores concentrações desses nutrientes ocorreram nos dois primeiros reservatórios do
Sistema Tietê, durante os meses de chuva (novembro/2002; janeiro a abril/2003, e
outubro/2003), enquanto baixos valores foram registrados nos quatro reservatórios restantes
do rio Tietê, durante os períodos de seca na região (maio a setembro/2003). Verificou-se,
ainda, um padrão de redução nas concentrações das formas fosfatadas a partir do primeiro
reservatório (Barra Bonita) em direção ao último do rio Tietê (Três Irmãos). Formas
inorgânicas, como o ortofosfato, apresentaram menores valores quando comparados com o
fosfato total dissolvido, na maioria das coletas realizadas durante o estudo. Todos os
resultados obtidos estão apresentados nas Figuras 35 a 37 e nas Tabelas 20 a 25 (Anexo).
As concentrações de fósforo total apresentaram variações expressivas entre seus
valores ao longo do período em estudo. Os maiores valores foram encontrados nos dois
primeiros reservatórios do rio Tietê (Barra Bonita e Bariri), durante os meses marcados por
chuvas na região, principalmente no reservatório de Barra Bonita, em outubro de 2003, com
o valor de 239,16 µg/L. Os menores valores de fósforo total ocorreram nos últimos
reservatórios do Sistema Tietê, principalmente no período de seca, destacando-se o
reservatório de Três Irmãos, em junho de 2003, com o valor de 20,79 µg/L (Figura 35 –
Tabelas 20 a 25).
100
Os resultados referentes ao fosfato total dissolvido também demonstraram que as
maiores concentrações ocorreram nos dois primeiros reservatórios do rio Tietê,
principalmente nos meses marcados por chuvas na região, destacando-se o reservatório de
Barra Bonita em outubro de 2003, que obteve o valor de 228,72 µg/L. Os menores valores
ocorreram nos quatro reservatórios restantes do Sistema Tietê (Ibitinga, Promissão, Nova
Avanhandava e Três Irmãos), principalmente no reservatório de Três Irmãos, em fevereiro
de 2003, com valor de 6,25 µg/L (Figura 36 – Tabelas 20 a 25).
Os valores registrados para ortofosfato nas amostras dos reservatórios do rio Tietê,
demonstaram um padrão similar ao observado para as outras duas formas descritas
anteriormente. As maiores concentrações foram registradas nos dois primeiros reservatórios
do Sistema Tietê (Barra Bonita e Bariri), especialmente no período de chuvas, com destaque
para o reservatório de Barra Bonita, em outubro de 2003, com o valor de 193,70 µg/L. Os
menores valores foram verificados nos quatro restantes reservatórios do rio Tietê (Ibitinga,
Promissão, Nova Avanhandava e Três Irmãos), principalmente nos meses de seca na
região, com valor mínimo no reservatório de Promissão, em junho de 2003 (1,43 µg/L),
como demonstrado na Figura 37 (Tabelas 20 a 25- Anexo).
Fósforo Total
0
50
100
150
200
250
BB BA IB PR NA TI
Pontos de Coleta
µg/L
Novembro / 02 Fevereiro / 03 Abril / 03 Junho / 03 Agosto / 03 Outubro / 03
Figura 35. Variações das concentrações de fósforo total (µg/L) obtidas nos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo (BB: Barra Bonita; BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR:
Promissão; NA: Nova Avanhandava e TI: Três Irmãos).
101
Fosfato Total Dissolvido
0
65
130
195
260
BB BA IB PR NA TI
Pontos de Coleta
µg/L
Novembro / 02 Fevereiro / 03 Abril / 03 Junho / 03 Agosto / 03 Outubro / 03
Figura 36. Variações das concentrações de fosfato total dissolvido (µg/L) obtidas nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo (BB: Barra Bonita; BA: Bariri; IB:
Ibitinga; PR: Promissão; NA: Nova Avanhandava e TI: Três Irmãos).
Fosfato Inorgânico Dissolvido
0
50
100
150
200
BB BA IB PR NA TI
Pontos de Coleta
µg/L
Novembro / 02 Fevereiro / 03 Abril / 03 Junho / 03 Agosto / 03 Outubro / 03
Figura 37. Variações das concentrações de fosfato inorgânico dissolvido (µg/L) obtidas nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo (BB: Barra Bonita; BA: Bariri; IB:
Ibitinga; PR: Promissão; NA: Nova Avanhandava e TI: Três Irmãos).
4.3.5.3 Silicatos
Os valores de silicatos nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê estão
apresentados na Figura 38 e nas Tabelas 20 a 25 (Anexo).
102
Verificou-se uma variação temporal e espacial na concentração de silicatos nos
reservatórios do rio Tietê, com um gradiente crescente em seus valores ao longo dos
reservatórios do rio Tietê, no sentido do primeiro reservatório (Barra Bonita) e direção ao
último do sistema (Três Irmãos). As maiores concentrações foram observadas durante os
meses marcados por seca na região de estudo (maio a setembro/2003), com poucos casos
de exceções a esse padrão. Contudo, as oscilações entre os valores de silicatos foram
pouco acentuadas durante o estudo. A concentração deste nutriente apresentou variações
em seus valores da ordem de 10.000 µg/L, registrado no reservatório de Bariri, em junho de
2003, a 2.408 µg/L, obtido no reservatório de Barra Bonita, em fevereiro de 2003.
Silicato
0
2500
5000
7500
10000
BB BA IB PR NA TI
Pontos de Coleta
µg/L
Novembro / 02 Fevereiro / 03 Abril / 03 Junho / 03 Agosto / 03 Outubro / 03
Figura 38. Variações das concentrações de silicatos (µg/L) obtidas nos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo (BB: Barra Bonita; BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR:
Promissão; NA: Nova Avanhandava e TI: Três Irmãos).
4.3.6 Análise entre as razões NT/PT e NID/PID nos reservatórios do Sistema
Tietê
Os resultados referentes à análise conjunta entre as razões NT/PT (Nitrogênio Total /
Fósforo Total) e NID/PID (Nitrogênio Inorgânico Dissolvido / Fósforo Inorgânico Dissolvido)
encontradas nas amostras coletadas dos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê estão
apresentados na Figura 39 e nas Tabelas 26 a 31 (Anexos).
Os resultados obtidos para essas duas razões analisadas conjuntamente
demonstraram uma variabilidade espacial entre as formas nitrogenadas e fosfatadas ao
longo dos reservatórios do rio Tietê. De modo geral, foram observadas amplas oscilações
entre os valores destas duas razões, com situações e relação inversamente proporcionais
103
entre si para a maioria dos reservatórios, durante os meses de chuvas na região
(novembro/2002, fevereiro e abril/2003). Um padrão de similaridade (apresentando a mesma
tendência entre os valores destas razões) foi observado para os quatro primeiros
reservatórios do rio Tietê (Barra Bonita, Bariri, Ibitinga e Promissão), durante os meses de
seca na região (junho e agosto/2003), com exceção para o mês de outubro/2003. Os dois
últimos reservatórios do rio Tietê apresentaram oscilações inversamente proporcionais para
os valores das duas razões durante todo o período de estudo.
A razão NT/PT apresentou seus maiores valores nos últimos reservatórios do rio Tietê,
com destaque para o reservatório de Nova Avanhandava. Os menores valores desta razão
ocorreram nos primeiros reservatórios, em especial nos reservatórios de Barra Bonita e
Bariri. A menor oscilação entre os valores desta razão (Tabela 26 - Anexo) ocorreu em
novembro de 2002, com valores que variaram de 12,84 (no reservatório de Nova
Avanhandava) a 7,15 (no reservatório de Bariri). A maior variação desta razão (Tabela 31 -
Anexo) foi em outubro de 2003, com oscilações em seus valores de 15,8 no reservatório de
Três Irmãos a 3,72 no reservatório de Barra Bonita.
A razão NID/PID apresentou seus maiores valores nos reservatórios intermediários do
Sistema Tietê, com destaque para os reservatórios de Ibitinga e Promissão. Os menores
valores encontrados para esta razão também estiveram associados aos dois primeiros e aos
dois últimos reservatórios desse sistema, em especial o reservatório de Barra Bonita. A
menor variação entre os valores desta razão foi observada em outubro de 2003, com
valores oscilando de 82,13 no reservatório de Ibitinga, a 2,88 no reservatório de Barra
Bonita (Tabela 31 - Anexo). A maior variação desta razão foi registrada em novembro de
2002, com valores variando entre 354,19 no reservatório de Ibitinga, e 23,54 no reservatório
de Barra Bonita (Tabela 26 - Anexo).
104
Figura 39. Relação entre as variações das razões NT/PT e NID/PID nos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo (BB: Barra Bonita; BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR:
Promissão; NA: Nova Avanhandava e TI: Três Irmãos).
105
4.3.7 Concentrações de clorofila-a e feofitina nos reservatórios do Sistema
Tietê
Os resultados obtidos para as concentrações de clorofila-a e feofitina nas amostras
dos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê, estão apresentados na Figura 40 e na Tabela
32 (Anexo).
Os valores relativos à clorofila a presentes nas amostras demonstram que as maiores
concentrações ocorreram durante o período de chuvas (novembro/2002, fevereiro/2003,
abril/2003 e outubro/2003), principalmente no reservatório de Bariri, em outubro de 2003
(14,51 µg/L). As menores concentrações estiveram compreendidas nos meses marcados
por seca, a exemplo do observado no reservatório de Três Irmãos, em agosto de 2003, com
o valor de 1,11 µg/L. Foi observado um padrão na distribuição espacial dos valores de
clorofila a durante o estudo, com a redução gradativa nas concentrações a partir dos dois
primeiros reservatórios (Barra Bonita e Bariri), em direção ao último do rio Tietê (Três
Irmãos), com rara exceção a esse padrão observado.
Os resultados obtidos para a feofitina, apontaram para elevados valores durante a
maior parte do período de estudo que, por algumas vezes, foi superior às concentrações
encontradas para a clorofila a. Foi constatado um padrão temporal na distribuição de
feofitina, com as maiores concentrações associadas aos meses de chuvas (novembro/2002
a abril/2003), principalmente no reservatório de Ibitinga, em abril de 2003 (29,27 µg/L). As
menores concentrações de feofitina foram registradas no período de seca (maio a
setembro/2003), destacando-se o reservatório de Bariri, em junho de 2003 (26 µg/L).
Situações de exceção a esse padrão foram observadas nos meses marcados por seca na
região, como junho e agosto de 2003, quando altas concentrações foram quantificadas nos
reservatórios de Ibitinga (14,54 µg/L) e Barra Bonita (10,57 µg/L). Não foi evidenciado
qualquer padrão espacial na distribuição dos valores de feofitina durante o presente estudo,
em razão da ampla variabilidade nas concentrações registradas entre os reservatórios.
‘
106
Figura 40. Concentrações de clorofila a e feofitina (µg/L) obtidas nos reservatórios do Médio
e Baixo rio Tietê durante o período (BB: Barra Bonita; BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR: Promissão;
AV: Nova Avanhandava e TI: Três Irmãos).
107
4.3.8 Índice de estado trófico nos reservatórios do Sistema Tietê
Os resultados obtidos para o índice de estado trófico e índice de estado trófico médio
estão apresentados nas Figuras 41 a 45 e nas Tabelas 33 a 37 (Anexo).
Avaliando os resultados do Índice de Estado Trófico para a transparência da água
(Secchi), verifica-se variações espaço temporais entre seus valores durante o período de
estudo. De modo geral, foram registradas condições mesotróficas nos três primeiros
reservatórios do Sistema Tietê, durante os meses marcados por chuvas (novembro/2002 a
abril/2003), com mudanças para oligotróficas nos meses de seca (maio a setembro/2003),
exceto para os reservatórios de Barra Bonita e Bariri, em fevereiro de 2003, que foram
classificados como eutróficos. Já os três últimos reservatórios deste sistema em cascata
mantiveram-se como oligotróficos durante grande parte do período de estudo, com destaque
especial para o reservatório de Três Irmãos. Eventualmente, ocorreram exceções a este
padrão descrito nos últimos reservatórios do sistema, conforme observado em Promissão
(novembro/2002), Nova Avanhandava (novembro/2002, abril/2003 e outubro/2003) e Três
Irmãos (outubro/2003) e demonstrado na figura (Figura 41).
Em relação ao índice de estado trófico para a clorofila a, não foi observado qualquer
padrão espacial e temporal relativo a este parâmetro nos reservatórios, em vista da
variabilidade dos valores registrados, classificando-os, em sua maioria, como mesotróficos e
oligotróficos. Eventualmente, foram verificados casos de eutrofia em alguns reservatórios,
como o observado em Barra Bonita, nos meses de fevereiro e agosto de 2003; Bariri em
novembro e outubro de 2003; e Nova Avanhandava em abril de 2003 e novembro de 2002
(Figura 42).
Os resultados obtidos para o índice de estado trófico, com base no fósforo encontrado
do total nos reservatórios do rio Tietê, demonstraram um padrão variando entre eutrófico e
mesotrófico durante o estudo. De modo geral, condições eutróficas foram comuns nos dois
primeiros reservatórios da cascata, enquanto que os outros quatros reservatórios foram
classificados como mesotróficos. Eventualmente houve exceções, como a observada nos
reservatórios de Promissão, Avanhandava e Três Irmãos, em junho de 2003, que foram
classificados como oligotróficos. Pode-se constatar que o estado trófico nos reservatórios
manteve uma variação exclusivamente espacial, sendo ausente o efeito sazonal sobre este
parâmetro descrito (Figura 43).
Os resultados para o índice de estado trófico aplicados à variável fosfato total
apresentaram os maiores valores, quando comparados aos registrados para o fósforo total,
sendo eutróficos os dois primeiros reservatórios do rio Tietê; porém, estes também
conferiram as reduções mais bruscas em seus índices ao longo do sistema em cascata. Foi
constatada alternância do estado trófico nos quatro reservatórios restantes, entre
108
mesotróficos e oligotróficos durante diversas ocasiões do estudo, sendo oligotróficas as
mais comuns. Verificou-se ainda, uma variação espacial na classificação trófica, sendo
descartado qualquer efeito temporal no estdo trófico dos reservatórios durante o estudo
(Figura 44).
Os resultados obtidos para o índice de estado trófico médio (Toledo Jr et al. 1983), nos
reservatórios do rio Tietê, apresentaram um padrão espacial definido durante o estudo.
Pode-se verificar a expressiva alteração no estado de trofia da água, nos ambientes
investigados, de Eutrófico para Mesotrófico e Mesotrófico para Oligotrófico (Eutrófico =>
Mesotrófico => Oligotrófico) no sentido do primeiro reservatório do Sistema Tietê (Barra
Bonita) em direção ao último do sistema (Três Irmãos). Esses resultados demonstram o
efeito da capacidade depurativa do rio Tietê durante seu percurso na seqüência de
reservatórios de cascata, o que permite inferir sobre uma possível melhoria na qualidade da
água ao longo do sistema (Figura 45).
Figura 41. Valores dos índices de estado trófico para Secchi obtidos nos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo (BB: Barra Bonita; BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR:
Promissão; AV: Nova Avanhandava e TI: Três Irmãos).
109
Figura 42. Valores dos índices de estado trófico para clorofila-a obtidos nos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo (BB: Barra Bonita; BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR:
Promissão; AV: Nova Avanhandava e TI: Três Irmãos).
Figura 43. Valores dos índices de estado trófico para fósforo total obtidos nos reservatórios
do Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo (BB: Barra Bonita; BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR:
Promissão; AV: Nova Avanhandava e TI: Três Irmãos).
110
Figura 44. Valores dos índices de estado trófico para fosfato inorgânico obtidos nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo (BB: Barra Bonita; BA: Bariri; IB:
Ibitinga; PR: Promissão; AV: Nova Avanhandava e TI: Três Irmãos).
Figura 45. Valores dos índices de estado trófico médio (Toledo Jr et al, 1986) obtidos nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo (BB: Barra Bonita; BA: Bariri; IB:
Ibitinga; PR: Promissão; AV: Nova Avanhandava e TI: Três Irmãos).
111
4.4 Composição, Distribuição Temporal e Densidade da Comunidade
Fitoplanctônica nos Reservatórios do Sistema Tietê
4.4.1 Composição da Comunidade Fitoplanctônica nos reservatórios do
Sistema Tietê
A partir das análises qualitativas das amostras das comunidades fitoplanctônicas
obtidas nos reservatórios em cascata do rio Tietê (Barra Bonita, Bariri, Ibitinga, Promissão,
Nova Avanhandava e Três Irmãos) foram identificados 104 táxons, distribuídos em 7 classes
(Quadro 1). Verifica-se que a classe Chlorophyceae apresentou o maior número de táxons,
com 55 representantes, seguido posteriormente pelas classes Cyanophyceae (com 24
táxons), Bacillariophyceae (com 12 táxons), Zygnemaphyceae (com 8 táxons),
Xantophyceae (com 3 táxons) e Euglenophyceae e Chrysophyceae, ambas com 1 táxon
cada.
4.4.2 Distribuição temporal das famílias fitoplanctônicas nos reservatórios do
Sistema Tietê
Os resultados referentes à distribuição temporal das classes fitoplanctônicas presentes
nos reservatórios do Sistema Tietê estão apresentados na Figura 46 e na Tabela 38
(Anexo).
Em uma análise temporal das amostras coletadas nos reservatórios do rio Tietê,
verificou-se a maior predominância de representantes da classe Chlorophyceae, com
valores entre 45 e 56% da composição total das amostras analisadas. Os representantes da
classe Cyanophyceae contribuíram com 20 a 27% da composição total, seguidas
posteriormente pelas Bacillariophyceae (com 10 a 20%) e Zygnemaphyceae (com 4 a 11%).
As Xanthophyceae apresentaram valores entre 2 e 4% da composição total, enquanto que
as Euglenophyceae e Crysophyceae representaram, cada uma, 2% da composição total das
amostras analisadas (Figura 46).
Durante o estudo, o número de classes fitoplanctônicas demonstrou mínimas
variações, bem como na distribuição destas ao longo dos reservatórios do rio Tietê. Foi
observada a redução de uma das classes (Xantophyceae), nas amostras coletadas nos
meses de seca, em junho e agosto de 2004; enquanto que, ao final do estudo, em outubro
de 2003, ocorreu o aumento deste número com duas novas classes, as Euglenophyceae e
as Chrysophyceae, proporcionando um aumento dos grupos e espécies fitoplanctônicas
identificadas.
112
Quadro 1. Táxons registrados nas análises qualitativa e quantitativa nos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo.
Chlorophyceae
Actinastrum aciculare Coelastrum sp Monoraphidium minutum
Actinastrum gracillimum Coelastrum sphaericum Monoraphidium sp
Actinastrum sp Coenocloris sp Oocystis lacustris
Ankistrodesmus bibraianus Crucigenia sp Oocystis sp
Ankistrodesmus fusiformis Dictyosphaerium pulchellum Pedistrum sp
Ankistrodesmus gracilis Dictyosphaerium sp Scenedesmus acuminatus
Ankistrodesmus sp Elakatothrix sp Scenedesmus arcuatus
Asterococcus sp Eutetramorus sp Scenedesmus denticulatos
Botryococcus braunii Gloecystis sp Scenedesmus ellipticus
Botryococcus protuberans Golenkinia radiata Scenedesmus longispina
Botryococcus sp Golenkinia sp Scenedesmus quadricauda
Chlamydomas sp Golenkiniopsis solitaria Scenedesmus sp
Chlorella sp Golenkiniopsis sp Schroederia sp
Chlorococcum sp Keratococcus sp Sphaerocystis schroeteri
Chlorolobion sp Lagerheimia sp Sphaerocystis sp
Coelastrum cambricum Micractinium sp Tetrastrum sp
Coelastrum cubicum Monoraphidium contortum Westella botryoides
Coelastrum microporum Monoraphidium komarkovae
Coelastrum reticulatum Monoraphidium longiusculum
Cyanophyceae
Anabaena circinalis Coelosphaerium sp Planktothrix sp
Anabaena solitaria Cylindrospermopsis raciborskii Pseudoanabaena catenata
Anabaena sp Lyngbya sp Pseudoanabaena galeata
Anabaena spiroides Merismopedia sp Pseudoanabaena mulcicola
Aphanocapsa sp Microcystis aeruginosa Pseudoanabaena sp
Choricystis sp Microcystis spp Raphidiopsis sp
Chroococcus minutus Oscillatoria sp Synechococcus sp
Chroococcus sp Planktothrix agardhii Synechocystis sp
Bacillariophyceae
Aulacoseira distans Cyclotella sp Synedra acus
Aulacoseira granulata Cyclotella stelligera Synedra sp
Aulacoseira sp Pinnularia sp
Coscinodiscus sp Rhizosolenia longiseta Zacharias
Cyclotella meneghiniana Rhizosolenia sp
Zygnemaphyceae
Closterium sp Euastrum sp Staurastrum volans
Cosmarium bioculatum Staurastrum inversenii Staurodesmus mamillatus
Cosmarium sp Staurastrum sp
Xanthophyceae
Centritractus sp Pseudostaurastrum sp Tetraplektron sp
Chrysophyceae
Mallomonas sp
Euglenophyceae
Trachelomonas sp
113
Novembro / 02
27%
56%
10%
5%
2%
Fevereiro / 03
26%
50%
15%
7%
2%
Abril / 03
24%
46%
19%
7%
4%
Junho / 03
27%
48%
20%
5%
Agosto / 03
22%
58%
16%
4%
Outubro / 03
45%
11%
4%
2% 2%
20%
16%
Cyanophyceae Chlorophyceae Bacillariophyceae
Zygnemaphyceae Xanthophyceae Euglenophyceae
Chrysophyceae
Figura 46. Abundância relativa e variação temporal das classes de fitoplâncton encontradas
nos reservatórios do Sistema Tietê durante o estudo.
Para a apresentação dos resultados referentes às distribuições temporal e espacial
das classes fitoplanctônicas encontradas nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê, foi
efetuada uma avaliação considerando-se os meses de coleta, demonstrando com maior
evidência as variações na distribuição e a incidência de diferentes táxons encontrados nas
amostras.
114
Em novembro de 2002 foram registrados um total de 61 táxons, sendo 23 registrados
no reservatório de Barra Bonita; 19 no reservatório de Bariri; 27 no reservatório de Ibitinga;
17 no reservatório de Promissão; 29 no reservatório de Nova Avanhandava e 19 no
reservatório de Três Irmãos. Os táxons encontrados incluíram gêneros ou espécies
pertencentes às classes Cyanophyceae, Chlorophyceae, Bacillariophyceae e
Zygnemaphyceae (Tabela 39).
Em fevereiro de 2003 verificou-se uma redução para 47 táxons registrados, dos quais
25 foram registrados no reservatório de Barra Bonita; 15 no reservatório Bariri; 25 no
reservatório Ibitinga; 19 no reservatório de Promissão; 9 no reservatório de Nova
Avanhandava (menor número de táxons encontrado para todo o estudo) e 19 táxons no
reservatório de Três Irmãos. Os táxons registrados incluíram gêneros de espécies
pertencentes as classes Cyanophyceae, Chlorophyceae, Bacillariophyceae,
Zygnemaphyceae e Xanthophyceae (Tabela 40).
Em abril de 2003 foram quantificados um total de 56 táxons diferentes entre os
reservatórios do rio Tietê. Neste levantamento taxonômico foram encontrados 30 táxons no
reservatório de Barra Bonita; 21 no reservatório de Bariri; 15 no reservatório de Ibitinga; 28
táxons no reservatório de Promissão; 24 táxons no reservatório de Nova Avanhandava e 18
táxons no reservatório de Três Irmãos, sendo que os táxons encontrados nos reservatórios
incluíram representantes das classes Cyanophyceae, Chlorophyceae, Bacillariophyceae,
Zygnemaphyceae e Xanthophyceae (Tabela 41).
Para o mês de junho de 2003 a comunidade fitoplanctônica dos reservatórios esteve
representada por um total de 45 táxons, sendo 26 no reservatório de Barra Bonita; 19 no
reservatório de Bariri; 18 no reservatório de Ibitinga; 28 no reservatório de Promissão; 29 no
reservatório de Nova Avanhandava e 20 no reservatório de Três Irmãos. Os táxons
encontrados estiveram representados pelas classes Cyanophyceae, Chlorophyceae,
Bacillariophyceae e Zygnemaphyceae (Tabela 42).
Em agosto de 2003 foram identificados um total de 56 táxons nas amostras coletadas
nos reservatórios em estudo. Deste total, foram registrados 28 táxons no reservatório de
Barra Bonita; 24 no reservatório de Bariri; 26 no reservatório de Ibitinga; 37 no reservatório
de Promissão (maior número encontrado para todo o estudo); 32 no reservatório de Nova
Avanhandava e 24 no reservatório de Três Irmãos,incluindo representantes das classes
Cyanophyceae, Chlorophyceae, Bacillariophyceae e Zygnemaphyceae (Tabela 43).
Em outubro de 2003 foram identificados um total de 58 táxons nos reservatórios do
Sistema Tietê. Dentre o número de táxons encontrados, foram registrados 32 táxons no
reservatório de Barra Bonita; 24 táxons no reservatório de Bariri; 20 no reservatório de
Ibitinga; 36 no reservatório de Promissão; 31 no reservatório de Nova Avanhandava e 30 no
115
reservatório de Três Irmãos, incluindo representantes das 7 classes fitoplanctônicas
catalogadas durante todo o período de estudo (Tabela 44).
4.4.3 Densidade das classes fitoplanctônicas nos reservatórios do Sistema
Tietê
Os valores obtidos para a densidade das principais classes fitoplanctônicas nos
reservatórios do Sistema Tietê estão apresentados nas Tabelas 45 a 50 (Anexo) e na Figura
47.
Os resultados relativos à densidade da comunidade fitoplanctônica demonstraram
variações temporais na distribuição dos valores ao longo do período de estudo. Os valores
de densidade das comunidades fitoplanctônicas foram, em geral, maiores (média) durante o
período de chuvas (novembro/2002 a abril/2003), do que nos meses de seca (maio a
setembro/2003). Ocasionalmente, houve exceções a esse padrão, como o observado em
abril de 2003, quando baixas densidades (média) do fitoplâncton foram registradas na
maioria dos reservatórios, ou ainda em agosto de 2003, quando altas densidades (média) de
organismos estiveram presentes na maioria das amostras analisadas.
Dentre as classes fitoplanctônicas, a classe Cyanophyceae apresentou a maior
densidade, seguida posteriormente por Chlorophyceae, Bacillariophyceae,
Zygnemaphyceae, Xantophyceae, Euglenophyceae e Crysophyceae. Neste inventário de
classes, apenas Bacillariophyceae e Zygnemaphyceae apresentaram uma variabilidade
espacial na distribuição de sua densidade. A classe Bacillariophyceae apresentou suas
maiores densidades nos três primeiros reservatórios do rio Tietê, em especial no
reservatório de Barra Bonita, enquanto que Zygnemaphyceae foi mais abundante nos três
últimos reservatórios do Sistema Tietê, especialmente nos reservatórios de Promissão e
Nova Avanhandava.
Avaliando os resultados obtidos nos diferentes meses de coleta, verificou-se que em
novembro de 2003 foram observadas as maiores densidades numéricas entre as classes
fitoplanctônicas durante o estudo. A maior densidade foi observada para a classe
Chlorophyceae, no reservatório de Nova Avanhandava (1.999.242 org./L), enquanto que a
menor densidade ocorreu no reservatório de Bariri, para a classe Zygnemaphyceae (1.691
org./L) conforme apresentado na Figura 47 e Tabela 45 (Anexo).
Para o mês de fevereiro de 2003, a maior densidade numérica ocorreu no reservatório
de Bariri para a classe Chlorophyceae (1.389.019 org./L), enquanto que nos reservatórios de
Barra Bonita e Promissão foram registradas as menores densidades do fitoplâncton, com
destaque às classes Zygnemaphyceae e Xantophyceae, ambas com 4.010 org./L (Figura 47
e Tabela 46 - Anexo).
116
Na coleta de abril de 2003 foram verificadas as menores densidades para a maioria
das classes fitoplanctônicas nos reservatórios analisados. O reservatório de Ibitinga mostrou
a maior e menor densidades de organismos, destacando-se a classe Cyanophyceae
(799.494 org./L) e as classes Bacillariophyceae e Xantophyceae, ambas com o valor de
1.804 org./L (Figura 47 e Tabela 47 - Anexo).
Em junho de 2003, a maior e menor densidades numéricas do fitoplâncton foram
novamente registradas no reservatório de Ibitinga, principalmente para as classes
Cyanophyceae e Zygnemaphyceae, com valores de 770.619 e 1.804 org./L,
respectivamente (Figura 47 e Tabela 48 - Anexo).
Em agosto de 2003, no reservatório de Nova Avanhandava foi encontrada a maior
densidade do fitoplâncton, especialmente da classe Cyanophyceae, com 1.239.848 org./L,
enquanto que nos reservatórios de Barra Bonita e Três Irmãos foram registrados os
menores valores, ambos para a classe Zygnemaphyceae, com 1.804 org./L (Figura 47 e
Tabela 49 - Anexo).
Em outubro de 2003, a maior densidade numérica foi encontrada no reservatório de
Bariri, para a classe Cyanophyceae (1.058.567 org./L), enquanto que as menores
densidades foram verificadas nos reservatórios de Promissão, Nova Avanhandava e Três
Irmãos, para as classes Xantophyceae, Euglenophyceae e Crysophyceae, respectivamente,
todas com 1.804 org./L (Figura 47 e Tabela 50 - Anexo).
117
Novembro / 02
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
BB BA IB PR NA TI
Pontos de coleta
Densidade (org/ L) x 10
3
Fevereiro / 03
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
BB BA IB PR NA TI
Pontos de coleta
Densidade (org/ L) x 10
3
Abril / 03
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
BB BA IB PR NA TI
Pontos de coleta
Densidade (org/ L) x 10
3
Junho / 03
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
BB BA IB PR NA TI
Pontos de coleta
Densidade (org/ L) x 10
3
Agosto / 03
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
BB BA IB PR NA TI
Pontos de coleta
Densidade (org/ L) x 10
3
Outubro / 03
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
BB BA IB PR NA TI
Pontos de coleta
Densidade (org/ L) x 10
3
BB BA IB PR NA T I
P on t os de colet a
Cyanophyceae Chlorophyceae Bacillariophyceae Zygnemaphyceae
Xanthophyceae Euglenophyceae Chrysophyceae
Figura 47. Densidade das classes fitoplanctônicas (org./L) nos reservatórios de Barra Bonita (BB), Bariri (BA), Ibitinga (IB), Promissão (PR), Nova
Avanhandava (NA) e Três Irmãos (TI) durante o estudo.
118
4.4.4 Abundância Relativa das Classes Fitoplanctônicas nos Reservatórios do
Sistema Tietê
Constatou-se que, na maioria dos reservatórios do Sistema Tietê, a classe
Cyanophyceae foi o mais abundante em cinco dos seis períodos de coletas avaliados,
representando entre 2,04 a 93,46 % do fitoplâncton total. A classe Chlorophyceae foi o
segundo mais dominante, as quais predominaram nos meses de chuvas, representando
entre 3,42 e 90,53 % do fitoplâncton total. Crysophyceae foi a classe que obteve a menor
abundância nas amostras analisadas, atingindo o valor máximo de apenas 0,16 % do
fitoplâncton total. Os resultados correspondentes à abundância relativa das comunidades
fitoplanctônicas analisadas nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê estão apresentados
nas Figuras 48 e nas Tabelas 51 a 56.
Os resultados referentes à abundância relativa as classes fitoplanctônicas nos
reservatórios investigados estão apresentados segundo os respectivos meses de coleta
realizados ao longo do estudo, objetivando aumentar o detalhamento para possíveis
oscilações entre esses valores nas amostras coletadas.
Em novembro de 2002, a maior abundância relativa do fitoplâncton ocorreu no
reservatório de Três Irmãos, com 79 %, para a classe Cyanophyceae. A menor abundância
relativa foi de 0,17 % para a classe Zygnemaphyceae, no reservatório de Bariri (Figura 48 e
Tabela 51 - Anexo). No mês de fevereiro de 2003, a abundância relativa nas amostras
analisadas variou de 90,53 % para a classe Chlorophyceae, no reservatório de Três Irmãos,
e 0,2 % para classe Xantophyceae, no reservatório de Promissão (Figura 48 e Tabela 52 -
Anexo). Em abril de 2003, no reservatório de Ibitinga, foi encontrado o valor máximo para a
abundância relativa, com 93,46 % para a classe Cyanophyceae e também o valor mínimo,
com 0,21 %, ambos para as classes Bacillariophyceae e Xantophyceae (Figura 48 e Tabela
53 - Anexo). Para o mês de junho de 2003, a abundância relativa do fitoplâncton apresentou
seus valores oscilando entre 82, 43 % para a classe Cyanophyceae e 0,19 % para a classe
Zygnemaphyceae, ambas no reservatório de Ibitinga (Figura 48 e Tabela 54 - Anexo). Em
agosto de 2003, a maior abundância relativa foi encontrada no reservatório de Nova
Avanhandava, com 87, 51% para a classe Cyanophyceae. A menor abundância relativa foi
registrada no reservatório de Barra Bonita, com 0,16 % para a classe Zygnemaphyceae
(Figura 48 e Tabela 55 - Anexo).Durante o mês de outubro de 2003, a abundância relativa
dos grupos fitoplanctônicos nos reservatórios analisados apresentou seus valores oscilando
de 92,49 % para a classe Cyanophyceae, a 0,16 %, para a classe Crysophyceae, ambas no
reservatório de Três Irmãos (Figura 48 e Tabela 56 - Anexo)
119
Novembro / 02
0%
20%
40%
60%
80%
100%
BB BA IB PR NA TI
Pontos de coleta
Porcentagem (%)
Fevereiro / 03
0%
20%
40%
60%
80%
100%
BB BA IB PR NA TI
Pontos de coleta
Porcentagem (%)
Abril / 03
0%
20%
40%
60%
80%
100%
BB BA IB PR NA TI
Pontos de coleta
Porcentagem (%)
Junho / 03
0%
20%
40%
60%
80%
100%
BB BA IB PR NA TI
Pontos de coleta
Porcentagem (%)
Agosto / 03
0%
20%
40%
60%
80%
100%
BB BA IB PR NA TI
Pontos de coleta
Porcentagem (%)
Outubro / 03
0%
20%
40%
60%
80%
100%
BB BA IB PR NA TI
Pontos de coleta
Porcentagem (%)
Chrysophyceae Euglenophyceae Xanthophyceae Zygnemaphyceae
Bacillariophyceae Chlorophyceae Cyanophyceae
Figura 48. Abundância relativa das classes fitoplanctônicas nos reservatórios de Barra Bonita (BB), Bariri (BA), Ibitinga (IB), Promissão (PR),
Nova Avanhandava (NA) e Três Irmãos (TI) durante o estudo.
120
4.4.5 Distribuição e densidade dos táxons fitoplanctônicas nos
reservatórios do Sistema Tietê
Os resultados referentes à distribuição e densidade dos diferentes táxons
fitoplanctônicos encontrados nos reservatórios do sistema Tietê estão apresentados
nas Tabelas 57 a 62 (Anexo), verificando-se variações sazonal e espacial. Uma análise
considerando os diferentes táxons em cada classe é apresentada a seguir.
Cyanophyceae
Os valores referentes à densidade dos representantes da classe Cyanophyceae
demonstraram que os táxons Cylindrospermopsis raciborskii, Pseudoanabaena sp e
Microcystis aeruginosa e Microcystis spp apresentaram as maiores densidades nas
amostras analisadas, enquanto que Anabaena solitaria, Coelosphaerium sp,
Merismopedia sp e Oscillatoria sp obtiveram as menores densidades nos reservatórios
durante o estudo.
Em novembro de 2002, Cylindrospermopsis racibosrkii apresentou a maior
densidade numérica (1.089.084 org./L) no reservatório de Promissão, enquanto que
Anabaena circinalis apresentou a menor densidade (1.640 org./L) no reservatório de
Barra Bonita (Tabela 57 - Anexo).
Em fevereiro de 2003, Cylindrospermopsis raciborskii foi novamente a espécie
que mais contribuiu na classe Cyanophyceae, com 693.817 org./L (reservatório de
Promissão), enquanto que Merismopedia sp representou a menor parcela dentre os
representantes dessa classe (205 org./L) no reservatório de Barra Bonita (Tabela 58 -
Anexo).
No mês de abril de 2003, a maior densidade foi de 481.862 org./L para a espécie
Pseudoanabaena sp no reservatório de Ibitinga, e a menor foi de 793 org./L, para a
espécie Microcystis aeruginosa no reservatório de Nova Avanhandava (Tabela 59 -
Anexo).
Em junho de 2003, a maior densidade de organismos da classe Cyanophyceae
foi verificada para Pseudoanabaena sp (com 530.590 org./L), no reservatório de
Ibitinga, e a menor densidade foi verificada para Aphanocapsa sp, com 1.640 org./L, no
reservatório de Barra Bonita (Tabela 60 - Anexo).
Na coleta de agosto de 2003 a maior densidade na classe Cyanophyceae foi
registrada no reservatório de Nova Avanhandava, com 974.553 org./L, da espécie
Cylindrospermopsis raciborskii, e a mínima densidade foi observada no reservatório de
Barra Bonita, com 1.640 org./L, da espécie Synechocystis sp (Tabela 61 - Anexo).
121
Em outubro de 2003, Cylindrospermopsis raciborskii apresentou a maior
densidade, registrada, com 958.310 org./L no reservatório de Três Irmãos, enquanto
que Aphanocapsa sp obteve menor densidade, com 1.640 org./L, no reservatório de
Nova Avanhandava (Tabela 62 - Anexo).
Chlorophyceae
Os resultados relativos à distribuição e densidade dos representantes da classe
Chlorophyceae demonstraram que as espécies Botryococcus protuberans,
Botryococcus braunii, Elakatothrix sp, Monoraphidium longiusculum e Oocystis sp
apresentaram as maiores densidades nos reservatórios analisados, enquanto que
Actinastrum sp, Ankistrodesmus gracilis, Golenkinia sp, Lagerheimia sp, Pediastrum
sp, Scenedesmus longispina, Tetrastrum sp e Westella botryoides, apresentaram as
menores ocorrência e densidade nas amostras coletadas.
Em novembro de 2002, a maior densidade numérica na classe Chlorophyceae
ocorreu no reservatório de Promissão, com 787.139 org./L da espécie Botryococcus
braunii, enquanto que a menor densidade ocorreu no reservatório de Barra Bonita, com
1.638 org./L da espécie Golenkinia sp (Tabela 57 - Anexo).
Em fevereiro de 2003, a maior menor densidade numérica do fitoplâncton foi de
1.325.541 org./L, da espécie Botryococcus braunii (no reservatório de Bariri), e 1.640
org./L, da espécie Keratococcus sp (no reservatório de Ibitinga), respectivamente
(Tabela 58 - Anexo).
Para o mês de abril de 2003, a densidade do fitoplâncton atingiu o valor máximo
no reservatório de Promissão, com 57.751 org./L da espécie Micractinium sp, e o valor
mínimo no reservatório de Barra Bonita, com 1640 org./L da espécie Monoraphidium
minutum (Tabela 59 - Anexo).
Em junho de 2003, Botryococcus protuberans foi a espécie com a maior
densidade encontrada, com 56.008 org./L, no reservatório de Promissão, enquanto que
Scenedesmus longispina foi a que apresentou menor densidade nesse período, com
1.640 org./L, no reservatório de Barra Bonita (Tabela 60 - Anexo).
Na coleta de agosto de 2003, a maior densidade de representantes da classe
Chlorophyceae foi de 90. 223 org./L (Monoraphidium longiusculum), no reservatório de
Barra Bonita, e a menor foi de 1.640 org./L (Scenedesmus quadricauda), no
reservatório de Bariri (Tabela 61 - Anexo).
Para o mês de outubro de 2003, a maior densidade numérica foi de 36.094 org./L,
da espécie Monoraphidium longiusculum (reservatório de Promissão), e a menor foi de
1.640 org./L, da espécie Scenedesmus quadricauda (reservatório de Três Irmãos)
(Tabela 62 - Anexo)
122
Bacillariophyceae
Os valores obtidos para a distribuição e densidade da classe Bacllariophyceae
apontam que esta classe foi bem representada pelas espécies Aulacoseira granulata,
Cyclotella sp e Cyclotella stelligera, enquanto que uma menor parcela foi composta
pelas espécies Aulacoseira distans e Rhizosolenia sp, nas amostras analisadas
durante o estudo.
No mês de novembro de 2002, a maior e menor densidades de representantes
dessa classe foram verificadas, exclusivamente, no reservatório de Barra Bonita, com
destaque para as espécies Aulacoseira granulata e Cyclotella stelligera, com valores
de 262.505 e 1.640 org./L, respectivamente (Tabela 57 - Anexo).
Em fevereiro de 2003, a maior densidade para Bacillariophyceae foi de 25.266
org./L, para a espécie Cyclotella stelligera, e a menor foi de 1.804 org./L, para espécie
Synedra sp, ambas no reservatório de Ibitinga (Tabela 58 - Anexo).
Na coleta de abril de 2003, a maior densidade dos representantes dessa classe
ocorreu no reservatório de Promissão, com 117.307 org./L (Aulacoseira granulata), e a
menor no reservatório de Barra Bonita, com 1.640 org./L (Aulacoseira distans) (Tabela
59 - Anexo).
No mês de junho de 2003, a maior densidade foi de 212.957 org./L, para a
espécie Aulacoseira granulata, e a menor foi de 1.804 org./L, para a espécie Pinnularia
sp, ambas encontradas no reservatório de Barra Bonita (Tabela 60 - Anexo).
Para o mês de agosto de 2003, o maior valor encontrado entre as espécies da
classe Bacillariophyceae ocorreu no reservatório de Barra Bonita, com 321.241 org./L
(Aulacoseira granulata), enquanto o menor foi observado no reservatório de Bariri, com
1.640 org./L (Cyclotella meneghiniana) (Tabela 61 - Anexo).
No mês de outubro de 2003, a maior densidade foi de 82.146 org./L, para a
espécie Cyclotella sp (reservatório de Barra Bonita), e a menor foi de 1.640 org./L, para
a espécie Rhizosolenia sp (reservatório de Três Irmãos) (Tabela 62 - Anexo)
Zygnemaphyceae
Os valores obtidos para os representantes da classe Zygnemaphyceae
demonstraram uma expressiva predominância das espécies Staurastrum sp,
Staurastrum volans e Cosmarium sp na maioria das amostras analisadas dos
reservatórios, enquanto que espécies como Cosmarium bioculatum, Euastrum sp e
Staurodesmus mamillatus apresentaram as menores densidades durante o estudo.
No mês de novembro de 2002, a densidade dos representantes dessa classe
variou de 9.023 org./L (Staurastrum sp), no reservatório de Três Irmãos, a 1.640 org./L
123
(Staurastrum volans e Staurastrum sp), no reservatório de Barra Bonita (Tabela 57 -
Anexo).
Em fevereiro de 2003, a maior densidade dos representantes dessa classe
ocorreu no reservatório Três Irmãos, com de 4.010 org./L (Staurastrum volans),
enquanto a menor densidade foi observada no reservatório de Barra Bonita, com 2.000
org./L (Closterium sp) (Tabela 58 - Anexo).
Para o mês de abril de 2003, a maior densidade foi de 9.023 org./L, para a
espécie Staurastrum inversenii, e a menor foi de 1804 org./L, para a espécie
Closterium sp, ambas no reservatório de Promissão (Tabela 59 - Anexo).
Na coleta de junho de 2003, a maior densidade dos organismos dessa classe foi
registrada no reservatório de Promissão, com 5.600 org./L da espécie Staurastrum
volans, e o menor valor foi verificado para o reservatório de Ibitinga, com 1804 org./L
da espécie Staurastrum sp (Tabela 60 - Anexo).
Em agosto de 2003, a maior densidade de organismos da classe
Zygnemaphyceae foi de 13.068 org./L (Staurastrum sp), no reservatório de Promissão,
e a menor foi de 1.640 org./L (Staurastrum volans), no reservatório de Barra Bonita
(Tabela 61 - Anexo).
Em outubro de 2003, a maior densidade numérica ocorreu no reservatório de
Barra Bonita, com 28.004 org./L da espécie Cosmarium sp, e o valor mínimo ocorreu
no reservatório de Três Irmãos, com 1640 org./L da espécie Cosmarium bioculatum
(Tabela 62 - Anexo).
Xantophyceae
Os resultados referentes à densidade dos representantes desse grupo estão
apresentados nas Tabelas 57 a 62. Pode-se constatar que os representantes dessa
classe apresentaram uma baixa freqüência na maioria das amostras analisadas
durante o estudo, sendo verificado casos de ausência total em determinados períodos
do ano, como observado nos meses de junho e agosto de 2003.
Em novembro de 2002, foi encontrado apenas um representante dessa classe no
reservatório de Ibitinga, com 3609 org./L da espécie Centritractus sp. Situação similar
ocorreu em fevereiro de 2003, quando foi registrada a ocorrência de
Pseudostaurastrum sp, com 4.010 org./L, no reservatório de Promissão (Tabela 57 e
58 - Anexo).
Para o mês de abril de 2003, apenas duas espécies foram encontradas nas
amostras analisadas: Centritractus sp, com 1.1201 org./L, no reservatório de Bariri, e
Tetraplektron sp, com 1.640 org./L, no reservatório de Barra Bonita (Tabela 59 -
Anexo).
124
Nos meses de junho à agosto de 2003 não foram constatadas as presenças dos
representantes dessa classe em nenhuma das amostras coletadas nos reservatórios
do Médio e Baixo rio Tietê (Tabelas 60 a 61 - Anexo)
Em outubro de 2003, somente 4 reservatórios apresentaram a ocorrência de
representantes desse grupo, com destaque para o reservatório de Barra Bonita, com
densidade de 7.467 org./L da espécie Centritractus sp, enquanto que o reservatório de
Nova Avanhandava apresentou 1.640 org./L da espécie Pseudostaurastrum sp (Tabela
62 - Anexo).
Euglenophyceae
A ocorrência da classe Euglenophyceae foi somente constatada em uma amostra
coletada no reservatório de Três Irmãos, em outubro de 2003. A espécie Mallomonas
sp foi o único representante desse grupo, apresentando a densidade total de 1.804
org./L em uma amostra coletada (Tabela 62 - Anexo)
Crysophyceae
A classe Crysophyceae foi representada somente pela espécie Trachelomonas
sp durante todo o estudo. A ocorrência dessa espécie limitou-se apenas ao mês de
outubro de 2003 nos reservatórios de Promissão e Nova Avanhandava, com valores de
densidade variaram de 3.609 e 1.804 org./L, respectivamente. Os resultados obtidos
para a densidade dessa classe estão apresentados na Tabela 62 (Anexo).
4.4.6 Densidade e distribuição espacial das formas coloniais e
filamentosas de cianobactérias nos reservatórios do Sistema Tietê
As espécies da classe Cyanophyceae estiveram presentes em elevadas
densidades numéricas em todos os reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o
estudo. Pode-se observar que representantes desta classe, como as ordens
Chroococcales e Nostocales, se apresentaram pelas formas coloniais e filamentosas,
respectivamente, com variações em sua distribuição espacial e densidade, entre os
reservatórios analisados. Os resultados dos valores de densidade para as duas formas
de cianobactérias e sua distribuição espacial nos reservatórios estão apresentados na
Figura 49 e na Tabela 63 (Anexo).
Representantes do grupo, em especial da ordem Chroococcales (formas
coloniais), como o gênero Microcystis, apresentaram ampla ocorrência nos ambientes
investigados, contudo, foram verificadas suas maiores densidades numéricas nos três
primeiros reservatórios do sistema Tietê (Barra Bonita, Bariri e Ibitinga). Cianobactérias
da ordem Nostocales (formas filamentosas), como os gêneros Cylindrospermopsis e
125
Raphidiopsis, apesar de sua ampla distribuição nos reservatórios do rio Tietê,
apresentaram suas maiores densidades principalmente nos três últimos reservatórios
do rio Tietê (Promissão, Nova Avanhandava e Três Irmãos). Casos de exceção a esse
padrão de distribuição e predominância entre as duas ordens de cianobactérias
(formas colônias e filamentosas), foram verificados durante o estudo, como observado
em junho de 2003, quando elevadas densidades de cianobactérias, como Microcystis,
estiveram presentes inclusive nos últimos reservatórios do rio Tietê.
Figura 49. Densidade e distribuição das formas coloniais e filamentosas de cianobactérias
(org./ L) nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo (BB: Barra Bonita;
BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR: Promissão; NA: Nova Avanhandava e TI: Três Irmãos).
126
4.4.7 Riqueza, diversidade e uniformidade das comunidades
fitoplanctônicas nos reservatórios do Sistema Tietê.
4.4.7.1 Riqueza
Os valores obtidos para a riqueza, entre os reservatórios investigados,
demonstraram um padrão espacial e temporal na distribuição de seus valores durante
o estudo. Em geral, a riqueza foi maior durante os períodos intermediários do ciclo
hidrológico, entre a estação de chuva e seca, principalmente nos dois primeiros e nos
três últimos reservatórios do rio Tietê. Os reservatórios de Barra Bonita, Promissão e
Nova Avanhandava apresentaram as maiores riqueza para o rio Tietê, com destaque
para o reservatório de Promissão (agosto/2003), com o valor de 36 táxons. Os
reservatórios de Bariri, Ibitinga e Três Irmãos apresentaram os menores valores de
riqueza, principalmente os reservatórios de Bariri (fevereiro/2003) e Ibitinga
(abril/2003), que obtiveram 14 táxons. Ocasionalmente, houve exceções ao padrão de
baixos valores na riqueza de espécies, como observado no reservatório de Nova
Avanhandava, em fevereiro de 2003, quando foi registrada a menor riqueza para o
estudo, com 8 táxons (Figura 50, Tabela 64 - Anexo).
0
5
10
15
20
25
30
35
40
BB BA IB PR NA TI
Pontos de coleta
Riqueza (número de espécies)
Novembro / 02 Fevereiro / 03 Abril / 03 Junho / 03 Agosto / 03 Outubro / 03
Figura 50. Riqueza de táxons fitoplanctônicos registrados nos reservatórios do Médio e
Baixo rio Tietê durante os meses de coleta do estudo (BB: Barra Bonita; BA: Bariri; IB:
Ibitinga; PR: Promissão; NA: Nova Avanhandava e TI: Três Irmãos).
127
Durante o estudo, foi constatado que a classe Chlorophyceae apresentou a maior
representatividade entre as classes fitoplanctônicas nos reservatórios do rio Tietê. A
riqueza no número de espécies encontradas para esta classe foi de 34 táxons, em
novembro de 2003 e 22 táxons, em junho de 2003. A classe Cyanophyceae
apresentou-se como a segunda com relação à maior contribuição para a riqueza total
do fitoplâncton nos reservatórios estudados. O número de espécies encontradas para
esta classe foi mais uniforme durante o período de estudo, sendo o maior número
registrado no mês de novembro, com 16 táxons. O grupo das Bacillariophyceae foi o
terceiro grupo de maior representatividade entre a comunidade fitoplanctônica. Apesar
da classe Bacillariophyceae ter apresentado baixos valores de riqueza, se comparado
aos dois grupos anteriores descritos, esta manteve-se uniforme na maior parte do
período de estudo, com aumento nesse número de espécies a partir da coleta de abril
de 2003. As demais classes fitoplanctônicas, apesar de terem apresentado baixos
valores de riqueza de espécies, foram responsáveis por 12,36 % na contribuição da
riqueza total da comunidade fitoplanctônica nos reservatórios do rio Tietê durante o
período de estudo (Figura 51, Tabela 65 – Anexo).
0
4
8
12
16
20
24
28
32
36
Novembro / 02 Fevereiro / 03 Abril / 03 Junho / 03 Agosto / 03 Outubro / 03
Período do estudo
Número de táxons
Cyanophyceae Chlorophyceae Bacillariophyceae
Zygnemaphyceae Xanthophyceae Euglenophyceae
Chrysophyceae
Figura 51. Variação no número de táxons entre as classes fitoplanctônicas ao longo
dos meses de estudo nos reservatório do Médio e Baixo rio Tietê (BB: Barra Bonita;
BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR: Promissão; NA: Nova Avanhandava e TI: Três Irmãos).
128
4.4.7.2 Diversidade
De acordo com os resultados obtidos para a diversidade da comunidade
fitoplanctônica nos reservatórios do Sistema Tietê, segundo o Índice de Shannon-
Wiener, constata-se que esta apresentou uma ampla variação entre seus valores ao
longo do sistema Tietê. De modo geral, os valores de diversidade foram maiores nos
períodos intermediários do ciclo hidrológico, entre o período de chuva e seca,
principalmente nos dois primeiros e nos três últimos reservatórios do rio Tietê. O
reservatório de Ibitinga manteve um padrão mais uniforme com relação aos valores
obtidos durante o estudo. Os valores de diversidade oscilaram de 4,03 Bits/ind. em
outubro de 2003, no reservatório de Barra Bonita, a 0,88 Bits/ind. em fevereiro de
2003, no reservatório de Bariri. Os reservatórios de Barra Bonita e Promissão
apresentaram os maiores valores de diversidade, enquanto que os reservatórios de
Ibitinga, Nova Avanhandava e Três Irmãos obtiveram os menores valores em grande
parte do estudo. Os resultados obtidos para os valores de diversidade na comunidade
fitoplanctônica nos reservatórios investigados estão apresentados na Figura 52 e na
Tabela 66 (Anexo)
0
0,5
1
1,5
2
2,5
3
3,5
4
4,5
BB BA IB PR NA TI
Pontos de coleta
Diversidade (Bits/ind)
Novembro / 02 Fevereiro / 03 Abril / 03 Junho / 03 Agosto / 03 Outubro / 03
Figura 52. Variação dos valores do Índice de Diversidade (bits/indivíduos) para a
comunidade fitoplanctônica nos reservatórios do rio Tietê durante o período de estudo
(BB: Barra Bonita; BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR: Promissão; NA: Nova Avanhandava e TI:
Três Irmãos).
Quando comparados, simultaneamente, os resultados do índice de diversidade
com a riqueza de espécies presentes nas amostras, verifica-se uma similaridade entre
129
esses, apresentando uma mesma tendência entre ambos os valores na maioria dos
reservatórios investigados. Ocasionalmente, ocorreu exceção a esse padrão, mas esta
limitou-se a casos isolados, ocorridos em alguns reservatórios e em algumas das
coletas realizadas. Os resultados referentes à comparação entre o índice de
diversidade com os de riqueza nos reservatórios do Sistema Tietê estão descritos para
os seus respectivos meses de coleta, apresentados na Figura 53 e entre as Tabelas 64
e 66 (Anexo), respectivamente.
Figura 53. Diversidade e riqueza de espécies nos reservatórios do Médio e Baixo rio
Tietê durante o período de estudo (BB: Barra Bonita; BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR:
Promissão; NA: Nova Avanhandava e TI: Três Irmãos).
130
4.4.7.3 Uniformidade
Os resultados referentes aos valores de uniformidade na comunidade
fitoplanctônica, nos reservatórios investigados estão apresentados na Figura 54 e na
Tabela 67 (Anexo).
A uniformidade ou equitabilidade calculada para a comunidade fitoplanctônica
demonstrou um padrão de homogeneidade para a maioria das amostras analisadas
nos reservatórios do rio Tietê, embora tenham sido registrados pequenas variações em
alguns de seus valores durante o estudo. Os valores de uniformidade oscilaram entre
0,88 e 0,22, ambos registrados no reservatório de Três Irmãos, nos meses de fevereiro
e outubro de 2003, respectivamente. Em geral, os resultados registrados para os
valores de uniformidade foram semelhantes, com mesma tendência aos dados
observados para a diversidade da comunidade fitoplanctônica, sem qualquer padrão
espacial e temporal definido na distribuição dos seus valores.
0
0,25
0,5
0,75
1
1,25
1,5
BB BA IB PR NA TI
Pontos de coleta
Uniformidade
Novembro / 02 Fevereiro / 03 Abril / 03
Junho / 03 Agosto / 03 Outubro / 03
Figura 54. Variação dos valores de Uniformidade da comunidade fitoplanctônica nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo (BB: Barra Bonita;
BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR: Promissão; NA: Nova Avanhandava e TI: Três Irmãos).
131
4.5 Análise numérica dos dados obtidos
4.5.1 Análise de similaridade da composição do fitoplâncton
Os resultados obtidos na análise de similaridade para a composição dos táxons
encontrados nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê estão apresentados nas
Figuras 55 a 60 e nas Tabelas 68 a 73 (Anexo). A matriz de similaridade, segundo o
método de Bray e Curtis (1957), revelou que esta foi maior durante os meses de
fevereiro de 2003 (84%), outubro de 2003 (60%) e junho de 2003 (60%), e menor nos
meses de novembro de 2002 (1,4%) e abril de 2003 (2%).
Os resultados relativos à análise de similaridade na composição taxonômica entre
os reservatórios estão descritos segundo os respectivos meses de coleta, objetivando
pormenorizar as possíveis variações que ocorram nos valores obtidos durante o
estudo.
Em novembro de 2002, os maiores valores de similaridade na composição dos
táxons entre os reservatórios variaram de 42 a 47 %, entre as amostras coletadas em
Barra Bonita e Bariri (47%); Promissão e Nova Avanhandava (47%) e Três Irmãos e
Nova Avanhandava (42%). Os menores valores de similaridade encontrados nesse
mesmo período foram observados entre os reservatórios de Barra Bonita com Nova
Avanhandava (2%), e Barra Bonita com Promissão (1,4%); (Figura 55 e Tabela 68 -
Anexo).
Em fevereiro de 2003, o índice de similaridade entre os reservatórios, apresentou
a maior variação durante o período de estudo, com os valores variando oscilando entre
9 e 84 %. Os maiores valores foram registrados entre os reservatórios de Bariri e Três
Irmãos (84%); e Ibitinga com Promissão (70%). Os mais baixos valores de similaridade
foram observados entre os reservatórios de Barra Bonita e Três Irmãos (9%); Barra
Bonita e Nova Avanhandava (10%) e Barra Bonita com Promissão (10%) (Figura 56 e
Tabela 69 - Anexo).
Para o mês de abril de 2003, o índice de similaridade esteve compreendido entre
2 e 49% nos reservatórios do Sistema Tietê. Os maiores valores ocorreram entre os
reservatórios de Barra Bonita e Bariri (49%), e Barra Bonita e Promissão (36%),
enquanto que os menores valores foram obtidos entre os reservatórios de Ibitinga e
Nova Avanhandava (4%) e Ibitinga e Três Irmãos (2%) (Figura 57 e Tabela 70 -
Anexo).
Na coleta de junho de 2003, os valores de similaridade estiveram compreendidos
entre 21 e 60%. As maiores similaridades foram observadas entre os reservatórios de
Promissão e Nova Avanhandava (60%), Barra Bonita e Bariri (47%), Promissão e Três
132
Irmãos (47%), enquanto que as menores similaridades foram observadas entre os
reservatórios de Bariri e Nova Avanhandava (22%) e Barra Bonita e Ibitinga (21%)
(Figura 58 e Tabela 71 - Anexo).
Em agosto de 2003, a similaridade nos reservatórios do rio Tietê estiveram entre
8 e 56%. Os maiores valores no índice de similaridade foram registrados entre os
reservatórios de Promissão e Três Irmãos (56%) e Barra Bonita e Ibitinga (49%),
enquanto que os menores valores de similaridade estiveram compreendidos entre os
reservatórios de Ibitinga e Promissão (17%), Ibitinga e Três Irmãos (17%), e Bariri e
Nova Avanhandava (8%) (Figura 59 e Tabela 72 - Anexo).
No mês de outubro de 2003, a similaridade na composição taxonômica entre os
reservatórios em estudo variou de 5 a 66%, entre as amostras coletadas nos
reservatórios de Nova Avanhandava e Três Irmãos (66%) e Promissão e Nova
Avanhandava (44%). Os menores valores de similaridade foram verificados entre as
amostras coletadas nos reservatórios de Ibitinga e Nova Avanhandava (6%), Bariri e
Nova Avanhandava (5%), e Bariri e Três Irmãos (5%) (Figura 60 e Tabela 73- Anexo).
Figura 55. Análise de agrupamento para similaridade na composição dos táxons
encontrados nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em novembro de 2002 (BB:
Barra Bonita; BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR: Promissão; AV: Nova Avanhandava e TI: Três
Irmãos).
133
Figura 56. Análise de agrupamento para similaridade na composição dos táxons
encontrados nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê, em fevereiro de 2003 (BB:
Barra Bonita; BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR: Promissão; AV: Nova Avanhandava e TI: Três
Irmãos).
Figura 57. Análise de agrupamento para similaridade na composição dos táxons
encontrados nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê, em abril de 2003 (BB: Barra
Bonita; BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR: Promissão; AV: Nova Avanhandava e TI: Três
Irmãos).
134
Figura 58. Análise de agrupamento para similaridade na composição dos táxons
encontrados nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê, em junho de 2003 (BB: Barra
Bonita; BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR: Promissão; AV: Nova Avanhandava e TI: Três
Irmãos).
Figura 59. Análise de agrupamento para similaridade na composição dos táxons
encontrados nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê, em agosto de 2003 (BB:
Barra Bonita; BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR: Promissão; AV: Nova Avanhandava e TI: Três
Irmãos).
135
Figura 60. Análise de agrupamento para similaridade na composição dos táxons
encontrados nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê, em outubro de 2003 (BB:
Barra Bonita; BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR: Promissão; AV: Nova Avanhandava e TI: Três
Irmãos).
4.5.2 Análise de Componentes Principais (ACP)
Os dados analisados apresentaram um percentual de explicação (variância
acumulada) de 91% em novembro de 2002; 86% em fevereiro de 2003; 83% em abril
de 2002; 92% em junho de 2003; 89% em agosto de 2003 e 91% em outubro de 2003.
Todos os resultados obtidos para a análise de componentes principais estão descritos
para os respectivos meses de coleta durante o estudo, e apresentados nas tabelas 74
e 75 (Anexo).
Em novembro de 2002, as variáveis que melhor explicaram o primeiro
componente, com 70,83%, foram compostas pelo nitrito, fósforo total, fósforo total
dissolvido, fosfato inorgânico, silicato, condutividade, oxigênio dissolvido e índice de
estado trófico (sendo estas variáveis com cargas superiores a 0,90), com destaques
para o nitrito (0,98), fósforo total (0,97) e condutividade (0,97). Dentre estas variáveis,
o silicato (-0,98) e o oxigênio (-0,91) contribuíram negativamente. O segundo
componente apresentou um percentual de explicação de 20,8%, sendo o nitrito (-0,13)
e a condutividade (-0,10) as variáveis representadas com cargas negativas.
Na análise de fevereiro de 2003, o percentual de explicação para o primeiro
componente principal foi de 86%, e as principais variáveis que o explicaram foram o
íon amônio, fósforo total, material em suspensão total, temperatura da água, índice de
estado trófico e razão nitrogênio total / fósforo total. Neste eixo destacaram-se,
136
principalmente, o íon amônio e o índice de estado trófico, ambos com carga de 0,97,
enquanto que a temperatura da água contribuiu com carga negativa (-0,93). O segundo
componente principal apresentou percentual de explicação de 15,84%, sendo
composto apenas pelos dados de material em suspensão total, com carga negativa de
-0,17.
Na coleta de abril de 2003, a porcentagem de explicação para o primeiro
componente foi de 53,43% e foi formado por fósforo total, fósforo total dissolvido,
fosfato inorgânico, pH, condutividade e razão nitrogênio / fósforo total. Neste eixo,
destacaram-se o fósforo total e a razão nitrogênio total / fósforo total, ambos com carga
de 0,96, enquanto que o pH destacou-se com carga negativa (-0,90). No segundo
componente principal, os dados que melhor explicaram foram os de silicato, com carga
negativa de -0,99 e a riqueza de espécies, com carga de 0,93.
Em junho de 2003, o primeiro componente, com 73,2% de explicação, foi
composto pelo nitrito, nitrato, fósforo total, fósforo total dissolvido, fosfato inorgânico,
material em suspensão inorgânico, material em suspensão total, índice de estado
trófico, nitrogênio inorgânico dissolvido e razão nitrogênio total / fósforo total. Entre as
variáveis analisadas, o fósforo total e a razão nitrogênio total / fósforo total
apresentaram maiores representatividades, com 0,99. No segundo componente, o
percentual de explicação foi de 18,41%, sendo apenas o Silicato a variável que obteve
maior destaque, com 0,94.
Na coleta do mês de agosto de 2003, o percentual de explicação para o primeiro
componente foi de 63,7% e foi composto por fósforo total, fósforo total dissolvido,
fosfato inorgânico, material em suspensão inorgânico, material em suspensão total,
condutividade, índice de estado trófico, temperatura da água e razão nitrogênio total /
fósforo total, sendo que a variável que conferiu grau de explicação foi a condutividade,
com 0,98. Uma exceção ficou para a variável temperatura, a qual apresentou um valor
negativo de explicação, com -0,94. O segundo componente analisado apresentou um
percentual de explicação de 25,19%, correspondendo ao nitrito, íon amônio, nitrogênio
inorgânico dissolvido e razão nitrogênio inorgânico dissolvido / fósforo inorgânico
dissolvido, representados por cargas negativas de -0,93; -0,92; -0,94 e -0,98;
respectivamente.
Em outubro de 2003, as variáveis que melhor explicaram o primeiro componente,
com 91%, foram compostas pelo fósforo total, fósforo total dissolvido, fosfato
inorgânico, material em suspensão inorgânico, material em suspensão orgânico,
material em suspensão total e razão nitrogênio inorgânico dissolvido / fósforo
inorgânico dissolvido. A exceção ficou para a variável condutividade, a qual apresentou
um maior valor e com carga negativa de -0,98. Para o segundo componente, o
137
percentual de explicação foi de 25,72 %, sendo composto pela variável íon amônio,
com carga negativa de -0,91.
4.5.3 Análise de agrupamento entre os componentes principais
Com base nos resultados obtidos nas análises de componentes principais (PCA),
foi realizada uma análise de agrupamentos entre as duas componentes (1 e 2) das
PCA´s durante os meses de estudo. Foi utilizado o coeficiente de correlação cofenética
dos valores das principais variáveis selecionadas, com valor do “r” igual ou superior a
0,80, a fim de reduzir possíveis distorções entre os dados (PCA) avaliados
posteriormente nos agrupamentos gerados (LEGENDRE, 1983). Foi também utilizado
o coeficiente de distância euclidiana média, em conjunto com o método de ligação do
agrupamento pela associação média não ponderada (UPGMA). Os resultados
referentes a essas análises estão apresentados segundo os respectivos meses de
coleta, estando estes apresentados nas Figuras 61 a 66.
Na análise de agrupamento do mês de novembro de 2002, ao nível de corte de
0,30, foi observado a formação de 4 grupos, sendo 3 destes representados
individualmente pelos reservatórios de Barra Bonita, Bariri e Ibitinga, enquanto o quarto
grupo foi composto por dois subgrupos, um formado pelos reservatórios de Promissão
e Nova Avanhandava e outro pelo reservatório de Três Irmãos. O coeficiente de
correlação cofenética foi de 0,81, sendo os resultados apresentados na Figura 61.
Para a coleta do mês de fevereiro de 2003, também ao nível de corte de 0,30, foi
observada a formação de 2 grupos, com o coeficiente de correlação cofenética de
0,84. O primeiro grupo esteve formado por um subgrupo, representado pelos três
últimos reservatórios do sistema Tietê (Promissão, Nova Avanhandava e Três Irmãos).
O segundo grupo também foi formado por um subgrupo, este constituído pelos
reservatórios de Ibitinga, Bariri e Barra Bonita (Figura 62).
Em abril de 2003, ao nível de corte de 0,30, a análise de agrupamento revelou a
formação de 3 grupos, sendo dois destes formados pelos reservatórios de Ibitinga e
Três Irmãos, e o terceiro representado por um subgrupo, composto pelos reservatórios
de Barra Bonita, Bariri, Promissão e Nova Avanhandava. Foi verificado um coeficiente
de correlação cofenética durante esse período de 0,80. (Figura 63),
Na análise de agrupamento de junho de 2003, foi verificado, ao nível de corte de
0,30, a formação de 4 grupos, com correlação cofenética de 0,87, que foi o maior valor
de correlação para o sistema em estudo. O primeiro grupo, e mais distante, foi
representado pelo reservatório de Bariri, seguido posteriormente pelo grupo constituído
pelos reservatórios de Três Irmãos e Ibitinga. O terceiro grupo foi representado pelos
138
reservatórios de Nova Avanhandava e Promissão, e o último foi constituído pelo
reservatório de Barra Bonita (Figura 64).
Na coleta de agosto de 2003, a análise de agrupamento apresentou um
coeficiente de correlação cofenética de 0,83 e a formação de 3 grupos, ao nível de
corte de 0,30. O primeiro grupo foi representado por um subgrupo, constituído pelos
reservatórios de Três Irmãos, Nova Avanhandava e Promissão. O segundo
grupamento foi composto pelos reservatórios de Ibitinga e Bariri, enquanto que o último
grupo foi formado pelo reservatório de Barra Bonita (Figura 65).
Na análise de agrupamento realizada no mês de outubro de 2003, ao nível de
corte de 0,30, foi verificada a formação de 2 grupos, com valor de correlação
cofenética de 0,84. O primeiro grupo foi representado por um subgrupo formado pelos
reservatórios de Três Irmãos, Nova Avanhandava e Promissão; o segundo
agrupamento foi formado por dois subgrupos, um com os reservatórios de Ibitinga e
Bariri, e outro com o reservatório de Barra Bonita, respectivamente (Figura 66).
Figura 61. Análise de agrupamento dos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em
novembro de 2002 (BB: Barra Bonita; BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR: Promissão; NA: Nova
Avanhandava e TI: Três Irmãos).
139
Figura 62. Análise de agrupamento dos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em
fevereiro de 2003 (BB: Barra Bonita; BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR: Promissão; NA: Nova
Avanhandava e TI: Três Irmãos).
Figura 63. Análise de agrupamento dos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em
abril de 2003 (BB: Barra Bonita; BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR: Promissão; NA: Nova
Avanhandava e TI: Três Irmãos).
140
Figura 64. Análise de agrupamento dos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em
junho de 2003 (BB: Barra Bonita; BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR: Promissão; NA: Nova
Avanhandava e TI: Três Irmãos).
Figura 65. Análise de agrupamento dos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em
agosto de 2003 (BB: Barra Bonita; BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR: Promissão; NA: Nova
Avanhandava e TI: Três Irmãos).
141
Figura 66. Análise de agrupamento dos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em
outubro de 2003 (BB: Barra Bonita; BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR: Promissão; NA: Nova
Avanhandava e TI: Três Irmãos).
4.6 Florações de Cianobactérias nos Reservatórios do Rio Tietê
4.6.1 Composição, distribuição e densidade das espécies de
cianobactérias nos florescimentos nos reservatórios do Sistema
Tietê
Durante o estudo foram encontradas florações de cianobactérias em todas as
amostras coletadas em arrastos com rede plâncton nos reservatórios do Médio e Baixo
rio Tietê. Essas florações apresentaram composição mista nas amostras analisadas e
distribuídas ao longo dos reservatórios investigados. Foram encontradas 16 espécies
de cianobactérias nos reservatórios do rio Tietê, sendo 7 espécies da ordem
Chroococcales (Chroococcus sp, Microcystis aeruginosa, Microcystis panniforme,
Microcystis robusta, Microcystis sp, Microcystis viridis e Synechocystis sp), 7 espécies
da ordem Nostocales
(Anabaena circinalis, Anabaena planctônica, Anabaena solitária,
Anabaena sp, Anabaena spiroides, Cylindrospermopsis raciborskii e Raphidiopsis sp) e
2 espécies da ordem Oscillatoriales (Planktothrix sp e Pseudoanabaena sp).
Os resultados referentes à composição, distribuição e densidades das espécies
de cianobactérias presentes nos florescimentos nos reservatórios estão apresentados
142
nas Figuras 67 a 72 e nas Tabelas 76 a 81 (Anexo) e descritos segundo seus
respectivos meses de coleta durante o estudo.
Espécies como Microcystis aeruginosa, Microcystis panniforme e Microcystis sp
apresentaram ampla distribuição nos seis reservatórios, enquanto que Microcystis
robusta e Microcystis viridis foram mais freqüentes nos três primeiros reservatórios do
sistema Tietê (Barra Bonita, Bariri e Ibitinga). Embora espécies como
Cylindrospermopsis raciborskii e Raphidiopsis sp tivessem apresentado ampla
distribuição em todos os ambientes analisados, essas foram predominantes nos
reservatórios do Baixo rio Tietê (Promissão, Nova Avanhandava e Três Irmãos).
Gêneros como Planktothrix e Pseudoanabaena , juntamente com representantes do
gênero Anabaena, apresentaram suas maiores abundâncias nos quatro primeiros
reservatórios do sistema Tietê (Barra Bonita, Bariri, Ibitinga e Promissão). O gênero
Chroococcus apresentou ocorrência restrita principalmente aos três primeiros (Barra
Bonita, Bariri, Ibitinga) e no último reservatório do rio Tietê (Três Irmãos), enquanto que
Synechocystis sp foi encontrada apenas no reservatório de Bariri em novembro de
2002. Representantes do gênero Pseudoanabaena também apresentaram ampla
ocorrência entre os reservatórios; no entanto, sua predominância com altos valores de
densidades esteve associada aos três primeiros reservatórios do rio Tietê.
Em novembro de 2002, foram identificadas 16 espécies de cianobactérias, com a
maior densidade, no reservatório de Ibitinga (com 20.483 org./L). Dentre as espécies, o
gênero Pseudoanabaena sp obteve a maior densidade (10.350 org./L) no reservatório
de Bariri, enquanto que Anabaena solitária obteve a menor densidade, com 180 org./L,
no reservatório de Barra Bonita (Figura 67 e Tabela 76 - Anexo).
Na coleta de fevereiro de 2003, 12 espécies de cianobactérias foram registradas
nas amostras coletadas nos reservatórios do rio Tietê, sendo o reservatório de Nova
Avanhandava aquele apresentou a maior densidade (12.460 org./L), com destaque
para Cylindrospermopsis raciborskii (8.120 org./L). O reservatório de Promissão
apresentou a menor densidade para as cianobactérias, destacando-se Microcystis
viridis com 186 org./L (Figura 68 e Tabela 77 - Anexo).
Em abril de 2003 foi verificada a presença de 12 espécies de cianobactérias nos
reservatórios do Sistema Tietê. O reservatório de Nova Avanhandava apresentou a
maior e menor densidades, principalmente para as espécies Cylindrospermopsis
raciborskii e Planktothrix sp, com valores entre 18.688 e 180 org./L, respectivamente.
Para o mesmo reservatório foi também encontrada a maior densidade para seus
representantes, com um total de 24.288 org./L (Figura 69 e Tabela 78 - Anexo).
No mês de junho de 2003, o grupo das cianobactérias esteve representado por
14 espécies. O reservatório de Ibitinga apresentou a maior densidade entre os demais,
143
num total de 39.396 org./L, especialmente para Pseudoanabaena sp (20.000 org./L). O
reservatório de Três Irmãos apresentou a menor densidade para as cianobactérias, a
exemplo da espécie Microcystis aeruginosa, com 186 org./L (Figura 70 e Tabela 79 -
Anexo).
Na coleta de agosto de 2003 foram registradas 13 espécies de cianobactérias
nas amostras dos reservatórios com florações. A maior densidade foi observada no
reservatório de Nova Avanhandava, com 35.923 org./L, sendo que a espécie
Cylindrospermopsis raciborskii apresentou 29.666 org./L. A menor densidade deste
grupo foi registrada no reservatório de Três Irmãos, com destaque para Raphidiopsis
sp (185 org./L) (Figura 71 e Tabela 80 - Anexo).
Em outubro de 2003, 14 espécies de cianobactérias estiveram presentes nas
amostras analisadas dos reservatórios. O reservatório de Três Irmãos apresentou a
maior densidade, com 46.812 org./L, com destaque para a espécie Cylindrospermopsis
raciborskii (40.444 org./L). A menor densidade entre seus representantes foi
constatada no reservatório de Ibitinga, especialmente para Chroococcus sp (180
org./L) (Figura 72 e Tabela 81 - Anexo).
0
10000
20000
30000
40000
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão Nova Avanhandava Três Irmãos
Pontos de coleta
Densidade de organismos (col - fil - / L)
Anabaena circinalis Anabaena planctonica Anabaena solitaria
Anabaena spiroides Chroococcus sp Cylindrospermopsis raciborskii
Microcystis aeruginosa Microcystis panniforme Microcystis robusta
Microcystis sp Microcystis viridis Planktothrix sp
Pseudanabaena sp Raphidiopsis sp Synechocystis sp
Figura 67. Densidade das espécies de cianobactérias (colônias – filamentos / L)
encontrados nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em novembro de 2002.
144
0
10000
20000
30000
40000
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão Nova Avanhandava Três Irmãos
Pontos de coleta
Densidade de organismos (col - fil - / L)
Anabaena circinalis Anabaena planctonica Anabaena solitaria
Anabaena sp Cylindrospermopsis raciborskii Microcystis aeruginosa
Microcystis panniforme Microcystis robusta Microcystis sp
Microcystis viridis Planktothrix sp Pseudanabaena sp
Ra
p
hidio
p
sis s
p
Figura 68. Densidade das espécies de cianobactérias (colônias – filamentos / L)
encontrados nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em fevereiro de 2003.
0
10000
20000
30000
40000
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão Nova Avanhandava Três Irmãos
Pontos de coleta
Densidade de organismos (col - fil - / L)
Anabaena circinalis Anabaena planctonica Chroococcus sp
Cylindrospermopsis raciborskii Microcystis aeruginosa Microcystis panniforme
Microcystis robusta Microcystis sp Microcystis viridis
Planktothrix sp Pseudanabaena sp Raphidiopsis sp
Figura 69. Densidade das espécies de cianobactérias (colônias – filamentos / L)
encontrados nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em abril de 2003.
145
0
5000
10000
15000
20000
25000
30000
35000
40000
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão Nova Avanhandava Três Irmãos
Pontos de coleta
Densidade de organismos (col - fil - / L)
Anabaena circinalis Anabaena solitaria Anabaena sp
Anabaena spiroides Chroococcus sp Cylindrospermopsis raciborskii
Microcystis aeruginosa Microcystis panniforme Microcystis robusta
Microcystis sp Microcystis viridis Planktothrix sp
Pseudanabaena s
p
Ra
p
hidio
p
sis s
p
Figura 70. Densidade das espécies de cianobactérias (colônias – filamentos / L)
encontrados nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em junho de 2003.
0
10000
20000
30000
40000
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão Nova Avanhandava Três Irmãos
Pontos de coleta
Densidade de organismos (col - fil - / L)
Anabaena circinalis Anabaena sp Anabaena spiroides
Chroococcus sp Cylindrospermopsis raciborskii Microcystis aeruginosa
Microcystis panniforme Microcystis robusta Microcystis sp
Microcystis viridis Planktothrix sp Pseudanabaena sp
Ra
p
hidio
p
sis s
p
S
y
nechoc
y
stis s
p
Figura 71. Densidade das espécies de cianobactérias (colônias – filamentos / L)
encontrados nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em agosto de 2003.
146
0
10000
20000
30000
40000
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão Nova Avanhandava Três Irmãos
Pontos de coleta
Densidade de organismos (col - fil - / L)
Anabaena circinalis Anabaena solitaria Anabaena sp
Anabaena spiroides Chroococcus sp Cylindrospermopsis raciborskii
Microcystis aeruginosa Microcystis panniforme Microcystis robusta
Microcystis sp Microcystis viridis Planktothrix sp
Pseudanabaena s
p
Ra
p
hidio
p
sis s
p
Figura 72. Densidade das espécies de cianobactérias (colônias – filamentos / L)
encontrados nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em outubro de 2003.
4.6.2 Distribuição espacial e temporal entre as formas coloniais e
filamentosas de cianobactérias durante florações nos reservatórios
do Sistema Tietê
Durante o estudo foi constatada a variação espacial na distribuição e densidade
entre as espécies de cianobactérias encontradas nos reservatórios, principalmente
para os representantes das ordens Chroococcales e Nostocales, durante seus
florescimentos. Os resultados referentes às formas de cianobactérias nos reservatórios
estão apresentados na Figura 73 e na Tabela 82 (Anexo).
Cianobactérias com formas coloniais, representadas principalmente pela ordem
Chroococcales, como o gênero Microcystis, apresentaram ampla ocorrência nos
reservatórios do rio Tietê, sendo, contudo, verificada sua maior predominância e
elevadas densidades nos três primeiros reservatórios do sistema em cascata (Barra
Bonita, Bariri e Ibitinga). Representantes deste grupo, com formas filamentosas, como
as espécies da ordem Nostocales (Cylindrospermopsis raciborskii e Raphidiopsis sp),
foram encontradas em todos os reservatórios; no entanto, estas foram dominantes e
mostraram altas densidades de organismos nos três últimos reservatórios deste
sistema (Promissão, Nova Avanhandava e Três Irmãos). Eventualmente, ocorreram
147
exceções durante o estudo, como observado no mês de junho de 2003, quando altas
densidades numéricas de cianobactérias coloniais estiveram também presentes nos
últimos reservatórios do rio Tietê (Três Irmãos).
Figura 73. Distribuição e densidade das formas de cianobactérias (coloniais -
filamentosas / L) presentes nos florescimento nos reservatórios do Médio e Baixo rio
Tietê durante o estudo (BB: Barra Bonita; BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR: Promissão; NA:
Nova Avanhandava e TI: Três Irmãos).
148
4.6.3 Densidade (células/mL) das espécies de cianobactérias nas
florações nos reservatórios do Sistema Tietê
Os resultados obtidos para as contagens de cianobactérias, expressos em
células/mL, demonstraram variações espaciais e temporais dos valores de densidade e
nas espécies encontradas durante o estudo. Foram identificados 6 gêneros de
cianobactérias nas amostras analisadas, representados por Anabaena spp,
Cylindrospermopsis sp, Microcystis spp, Planktothrix spp, Pseudoanabaena spp e
Raphidiopsis spp. Todos os resultados encontrados para densidade das cianobactérias
nos reservatórios estão apresentados nas Figuras 74 a 79 e nas Tabelas 83 a 88
(Anexo), descritos mensalmente.
As espécies de Microcystis spp e Cylindrospermopsis sp foram as mais
abundantes nos reservatórios, enquanto que Planktothrix spp foi o gênero que
apresentou os menores valores de densidade durante o estudo. A densidade total de
células de cianobactérias, por ponto de coleta, foi acima de 1.500 células/mL, na
maioria dos casos, com exceção apenas no reservatório de Três Irmãos, em novembro
de 2002, quando foram registradas somente 510 células/mL.
Em novembro de 2002, foram encontradas as maiores e menores densidades de
células de cianobactérias entre os reservatórios durante todo o estudo, com destaque
aos reservatórios de Bariri (140.909 células/mL) e Três Irmãos (510 células/mL). O
gênero Microcystis spp foi o que apresentou a maior densidade, com 137.750
células/mL, enquanto que Planktothrix spp apresentou a menor densidade, com 19
células/mL, ambas no reservatório de Bariri (Figura 74 e Tabela 83 - Anexo).
Em fevereiro de 2003, o número de cianobactérias variou entre 89.535
células/mL, no reservatório de Bariri, e 1.500 células/mL no reservatório de Três
Irmãos. Entre os gêneros, Microcystis spp foi o que apresentou a maior densidade de
células, com 86.875 células/mL, (reservatório de Bariri), enquanto que
Pseudoanabaena spp apresentou a menor densidade numérica, com 20 células/mL
(reservatório de Barra Bonita) (Figura 75 e Tabela 84 - Anexo).
Na coleta de abril de 2003, a maior densidade de cianobactérias foi verificada no
reservatório de Ibitinga (77.635 células/mL) e o menor número ocorreu no reservatório
de Nova Avanhandava (14.115 células/mL). Entre seus representantes, Microcystis spp
apresentou a maior densidade, com 69.665 células/ml, enquanto que Raphidiopsis spp
apresentou a menor densidade, com 10 células/mL, ambos para o reservatório de
Ibitinga (Figura 76 e Tabela 85 - Anexo).
Para o mês de junho de 2003, a densidade máxima de cianobactérias nos
reservatórios foi de 60.491 células/mL, no reservatório de Ibitinga, e a mínima foi de
149
11.790 células/mL, no reservatório de Promissão. O gênero Microcystis spp apresentou
a maior densidade, com 54.000 células/mL (reservatório de Bariri), enquanto que
Planktothrix spp apresentou a menor densidade, com 10 células/mL (reservatório de
Nova Avanhandava) (Figura 77 e Tabela 86 - Anexo).
Em agosto de 2003, as densidades de cianobactérias variaram entre 74.110
células/mL (reservatório de Barra Bonita), e 3.390 células/mL (Três Irmãos). Entre os
gêneros encontrados, Microcystis spp foi o mais abundante, com 72.165 células/mL
(reservatório de Barra Bonita), enquanto que Planktothrix spp apresentou a menor
densidade, com 19 células/mL (reservatório de Promissão) (Figura 78 e Tabela 87 -
Anexo).
Em outubro de 2003, a densidade de cianobactérias esteve entre 108.955
células/mL (reservatório de Bariri) e 7.246 células/mL (reservatório de Três Irmãos),
sendo Microcystis spp a mais abundante, com 89.080 células/mL (reservatório de
Bariri), e Anabaena spp a que apresentou a menor densidade de células, com 10
células/mL (reservatório de Promissão) (Figura 79 e Tabela 88 - Anexo).
Figura 74. Densidade das espécies de cianobactérias (células/mL) encontradas nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em novembro de 2002.
150
Figura 75. Densidade das espécies de cianobactérias (células/mL) encontradas nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em fevereiro de 2003.
Figura 76. Densidade das espécies de cianobactérias (células/mL) encontradas nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em abril de 2003
151
Figura 77. Densidade das espécies de cianobactérias (células/mL) encontradas nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em junho de 2003.
Figura 78. Densidade das espécies de cianobactérias (células/mL) encontradas nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em agosto de 2003
152
Figura 79. Densidade das espécies de cianobactérias (células/mL) encontradas nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em outubro de 2003
4.7 Avaliação Ecotoxicológica
4.7.1 Cianotoxinas presentes nas florações de cianobactérias nos
reservatórios do Sistema Tietê
Foram detectadas as presenças de cianotoxinas na maioria dos reservatórios
investigados durante o presente estudo. Os resultados obtidos nesse estudo
demonstraram variações espaciais e temporais para os valores encontrados para as
cianotoxinas, ao longo dos reservatórios do Sistema Tietê, sendo estas representadas
pelas microcistinas (hepatotoxinas) e saxitoxinas (neurotoxinas).
4.7.1.1 Microcistinas detectadas nas florações de cianobactérias nos
reservatórios do Sistema Tietê
Os resultados obtidos para microcistinas nas amostras apresentaram variações
espaciais ao longo dos reservatórios durante o estudo. As maiores concentrações de
microcistinas estiveram compreendidas nos três primeiros reservatórios do rio Tietê,
principalmente nos reservatórios de Bariri e Ibitinga, em fevereiro de 2003, onde foram
153
encontradas as maiores concentrações, com 150 e 125 µg/L, respectivamente. As
menores concentrações dessa hepatotoxina foram verificadas nos três últimos
reservatórios do rio Tietê, com baixos valores registrados nos reservatórios de Nova
Avanhandava, em fevereiro de 2003, e Promissão, em junho de 2003, com 2,17 e 2,73
µg/L, respectivamente.
Em geral não foi constatado qualquer padrão de distribuição temporal entre as
concentrações quantificadas de microcistinas nos reservatórios analisados durante o
estudo. Os resultados referentes às concentrações de microcistinas nos reservatórios
do rio Tietê estão apresentados na Figura 80 e Tabela 89 (Anexo).
Figura 80. Concentrações de microcistinas totais (µg/L) detectadas nos reservatórios
do Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo.
4.7.1.2 Neurotoxinas detectadas por cromatografia líquida de alta
eficiência (CLAE)
Foram detectadas as presenças de três classes de neurotoxinas do grupo das
toxinas paralisantes (PSTs) nas amostras coletadas nos reservatórios do rio Tietê.
Estas PSTs foram representadas pelo grupo das saxitoxinas, neosaxitoxinas e
goniautoxinas, sendo a última representada por 4 espécies distintas, descritas pela
sigla GTX (GTX-1, GTX-2, GTX-3 e GTX-4). Ao final da análise, converteu-se o valor
quantificado para cada uma das variantes do grupo das PSTs detectadas nas
amostras, na forma de equivalentes de saxitoxinas (eq. STX), por meio da equação
154
adaptada por Oshima (1995), de forma a atender às recomendações da Portaria 518
do Ministério da Saúde (Brasil, 2004).
Como forma de ilustração aos resultados obtidos da detecção dessas PSTs, nas
amostras coletadas nos reservatórios durante o estudo, estão representados nas
Figuras 81 e 82 os cromatogramas padrões gerados após a análise desta classe das
neurotoxinas. Como exemplo, selecionou-se o reservatório de Nova Avanhandava, na
coleta de novembro de 2002.
Figura 81. Cromatograma (CLAE) da amostra coletada no reservatório de Nova
Avanhandava (novembro/2002), com a detecção das saxitoxinas (STX) e
neosaxitoxinas (NEO).
Figura 82. Cromatograma (CLAE) da amostra coletada no reservatório de Nova
Avanhandava (novembro/2002), com a detecção das variantes das goniautoxinas,
descritas pelas siglas GTX-1; GTX-2; GTX-3 e GTX-4.
155
4.7.1.2.1 Toxinas paralisantes (PSTs) nos reservatórios do Sistema Tietê
As concentrações detectadas de toxinas paralisantes (PSTs) nos reservatórios do
rio Tietê demonstraram variações espaciais durante o período de estudo. As maiores
concentrações estiveram compreendidas na região de transição entre os reservatórios
do Médio para o Baixo rio Tietê, com destaque aos reservatórios de Ibitinga, Promissão
e Nova Avanhandava. Os menores valores de PSTs estiveram associados aos dois
primeiros (Barra Bonita e Bariri) e ao último reservatório do rio Tietê (Três Irmãos).
Ocasionalmente houve exceção a esse padrão, como o observado no reservatório de
Três Irmãos, em outubro de 2003, onde foi registrada a maior concentração destas
toxinas para todo o estudo, com 6,93 µg/L.
A ampla variação na concentração das PSTs, entre os reservatórios do rio Tietê,
não demonstrou qualquer padrão de distribuição temporal entre os valores
quantificados durante o período de estudo. Os resultados referentes às PSTs estão
apresentados na Figura 83 e Tabela 90 (Anexo), sendo os valores das seis diferentes
variantes dessa classe (saxitoxinas, neosaxitoxinas, goniautoxinas tipo 1, 2, 3 e 4)
utilizados para o cálculo dos equivalentes de saxitoxinas, que estão apresentados nas
Tabelas 91 a 96 (Anexo).
Figura 83. Concentrações de PSTs (µg eq. SXT/L) detectadas nos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo.
156
4.8 Relação entre cianotoxinas e densidade das florações de
cianobactérias nos reservatórios do Sistema Tietê
Em uma análise de correlação (Coeficiente de Pearson, p <0.05) entre as
concentrações de cianotoxinas detectadas com os valores registrados para a
densidade das cianobactérias, em seus respectivos reservatórios, foi constatada a
associação entre esses dois parâmetros para a maioria das amostras analisadas
durante o presente estudo.
Os resultados referentes à relação entre as concentrações de cianotoxinas, como
as microcistinas e toxinas paralisantes (PSTs), com a densidade de cianobactérias
(cél/mL) encontradas nas amostras analisadas, estão apresentados nas Figuras 84 e
85, respectivamente, sendo seus coeficientes de correlação descritos na Tabela 97
(Anexo).
157
Figura 84. Relação entre as concentrações de microcistinas totais (µg/L) e a densidade
de cianobactérias (cél/mL) nos reservatórios do Sistema Tietê durante o período de
estudo (BB: Barra Bonita; BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR: Promissão; NA: Nova
Avanhandava e TI: Três Irmãos).
158
Figura 85. Relação entre as concentrações de PSTs (µg eq. STX/L) e a densidade de
cianobactérias (cél/mL) nos reservatórios do Sistema Tietê durante o período de
estudo (BB: Barra Bonita; BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR: Promissão; NA: Nova
Avanhandava e TI: Três Irmãos).
Os resultados entre a associação dos perfis das cianotoxinas (microcistinas e
PSTs) quantificadas nos reservatórios do rio Tietê e a densidade (cél/mL) dos gêneros
de cianobactérias (Microcystis, Anabaena, Planktothrix e Cylindrospermopsis)
produtoras destes compostos, demonstraram um padrão com a mesma tendência na
159
variação entre os valores desses dois parâmetros apresentados, com elevado
coeficiente de correlação para alguns dos reservatórios investigados durante o estudo.
Ocasionalmente foram registrados valores de microcistinas e PSTs, acima e abaixo do
esperado em relação à densidade numérica das cianobactérias, o que pode estar
relacionado à presença de cepas não tóxicas, ou a eventuais problemas na contagem
dos organismos presentes na amostra.
4.9 Bioensaios de toxicidade
Os bioensaios realizados com os extratos liofilizados das florações de
cianobactérias coletadas nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê revelaram efeitos
tóxicos para a maioria dos organismos-teste utilizados durante o estudo. Os resultados
referentes aos ensaios toxicológicos estão representados nas Figuras 86 a 90 e nas
Tabelas 98 a 104 (Anexo).
4.9.1 Bioensaios toxicológicos com camundongos
Os resultados obtidos nos bioensaios de toxicidade com camundongos Swiss
albino demonstraram que 93,5% das amostras testadas apresentaram efeito tóxico.
Após a injeção dos extratos de cianobactérias, os animais desenvolveram diversos
sintomas característicos de intoxicação por cianobactérias. Dos animais que
manifestaram efeitos de letalidade, aproximadamente 70% apresentaram sintomas
típicos da ação de neurotoxinas (manifestado por sinal contração muscular, com
taquicardia, respiração ofegante e parada respiratória), e cerca 23,33% apresentaram
sintomas de hepatotoxinas (demonstrado por inchaço da região pélvica e abdominal,
com baixa mobilidade) (Figura 86).
Hepatotóxicas
22,58%
Não tóxicas
6,45%
Neurotóxicas
70,96%
Figura 86. Quadro dos efeitos tóxicos observados nos biensaios com camundongos
Swiss albino expostas aos extratos liofilizados de florações de cianobactérias coletadas
nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo.
160
De acordo com a classificação sugerida por Lawton et al. (1994), no inventário
das 29 amostras com potencial tóxico, 3 (10,34%) apresentaram toxicidade alta, 20
(68,96%) apresentaram toxicidade mediana e 6 (20,69 %) obtiveram toxicidade baixa
(Figura 87 e Tabela 98 – Anexo).
Os resultados obtidos para os ensaios toxicológicos com camundongos
apresentaram variabilidades espacial e temporal nos valores calculados da DL
50
-24h
das amostras testadas durante o estudo. As amostras testadas demonstraram uma
variação nos valores da DL
50
de 48 mg/Kg no reservatório de Bariri, a 904 mg/Kg no
reservatório de Nova Avanhandava, ambos durante o mês de outubro de 2003.
Situações de não efeito tóxico para as amostras testadas foram constatadas durante o
estudo, a exemplo do observado no reservatório de Promissão, durante os meses de
abril e junho de 2003. Em geral, as amostras coletadas no reservatório de Três Irmãos
apresentaram as menores concentrações da DL
50
-24h durante o estudo, exceto ao
observado no reservatório de Bariri, entre os meses de fevereiro e outubro de 2003,
cujos valores mínimos oscilaram de 59 a 48 mg/Kg, respectivamente.
Figura 87. Valores das doses letais (DL
50
– 24 h) para camundongos Swiss albino dos
extratos liofilizados de florações de cianobactérias coletadas nos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo (BB: Barra Bonita; BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR:
Promissão; NA: Nova Avanhandava e TI: Três Irmãos).
161
4.9.2 Bioensaios de toxicidade com microcrustáceos
As mesmas amostras utilizadas para os ensaios toxicológicos com mamíferos
foram também utilizadas nos testes ecotoxicológicos com microcrustáceos, sendo
constatado o efeito tóxico na maioria dos experimentos realizados com os neonatos de
Daphnia similis, Ceriodaphnia silvestrii e C. dubia durante o estudo.
De acordo com resultados obtidos nos testes ecotoxicológicos realizados, das 90
amostras testadas, 76 (84,44%) apresentaram toxicidade alta, enquanto que 14
(15,55%) demonstraram toxicidade média, segundo a classificação proposta por
Lawton et al. (1994), para bioensaios com microcrustáceos. Em geral, esses resultados
demonstraram que os neonatos de Daphnia similis apresentaram uma maior
sensibilidade em relação à Ceriodaphnia, sendo que entre as duas espécies de
Ceriodaphnia utilizadas nos ensaios ecotoxicológicos, a espécie Ceriodaphnia silvestrii
foi ligeiramente mais sensível que a Ceriodaphnia dúbia, para as maiorias das
amostras testadas durante o estudo.
Os resultados dos bioensaios de toxicidade realizados com neonatos de Daphnia
similis revelaram que das 30 amostras analisadas dos reservatórios em estudo,
somente 2 (6,66%) conferiram toxicidade mediana, enquanto que nas 28 restantes
destas (93,33%) por alta toxicidade causada segundo a classificação sugerida por
Lawton et al. (1994) (Figura 88 e Tabela 99 - Anexo).
As amostras coletadas nos reservatórios do rio Tietê não revelaram um padrão
espacial e temporal definido, durante o estudo, em relação aos valores quantificados
da CE
50
– 48h sobre os neonatos de D. similis. Os resultados da CE
50
– 48h
apresentaram um ampla variação dos seus valores, oscilando de 0,1 mg/mL no
reservatório de Nova Avanhandava, em novembro de 2002, a 1,32 mg/mL nos
reservatórios de Nova Avanhandava e Três Irmãos, ambos em abril de 2003. Todos os
lotes de D. similis utilizados nos ensaios ecotoxicológicos apresentaram sensibilidade
compatível e confiável (95%), segundo normas e especificações (CETESB, 1992),
durante o presente estudo (Tabela 100).
162
Figura 88. Valores das concentrações letais (CL
50
– 48 h) para Daphnia similis dos
extratos liofilizados de florações de cianobactérias coletadas nos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo (BB: Barra Bonita; BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR:
Promissão; NA: Nova Avanhandava e TI: Três Irmãos).
De acordo com os resultados dos bioensaios realizados com neonatos de
Ceriodaphnia silvestrii, das 30 amostras testadas, 6 (20%) apresentaram caráter tóxico
mediano, enquanto que 24 (80 %) demonstraram efeito de toxicidade alta, segundo os
critérios definidos por Lawton et al. (1994) (Figura 89 e Tabela 101).
Os resultados obtidos para a CE
50
- 48h dos neonatos de C. silvestrii
apresentaram valores de CE
50
– 48h entre de 0,09 mg/mL, no reservatório de Barra
Bonita em novembro de 2002, e 1,2 mg/mL, no reservatório de Promissão em outubro
de 2003. Todos os lotes de C. silvestrii utilizados nos ensaios ecotoxicológicos
apresentaram sensibilidade compatível e confiável (95%), segundo normas e
especificações da CETESB (1992), durante o presente estudo (Tabela 102).
163
Figura 89. Valores das concentrações letais (CL
50
– 48 h) para Ceriodaphnia silvestrii
dos extratos liofilizados de florações de cianobactérias coletadas nos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo (BB: Barra Bonita; BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR:
Promissão; NA: Nova Avanhandava e TI: Três Irmãos).
Durante os testes ecotoxicológicos efetuados com neonatos de Ceriodaphnia
dubia, das 30 amostras utilizados nos ensaios ecotoxicológicos, 6 (20%) demonstraram
toxicidade mediana, enquanto que 24 (80%) apresentaram toxicidade alta, segundo a
classificação proposta por Lawton et al. (1994) (Figura 90 e Tabela 103).
Os resultados referentes à CE
50
obtidos dos ensaios realizados com C. dubia
revelaram que os menores valores estiveram associados aos dois últimos reservatórios
do Sistema Tietê (Nova Avanhandava e Três Irmãos), enquanto que os maiores
valores ocorreram no reservatório de Promissão. Ocasionalmente, houve exceções a
esse padrão verificado durante algumas ocasiões desse estudo. Os valores
quantificados da CE
50
– 48 h para esta espécie de microcrustáceo apresentaram
variações da ordem de 1,70 mg/mL, no reservatório de Promissão (outubro/2003), a
0,2 mg/mL entre os reservatórios de Nova Avanhandava (novembro/2002), Bariri e
Nova Avanhandava (fevereiro/2003). Todos os lotes de Ceriodaphnia dubia utilizados
nos ensaios ecotoxicológicos apresentaram sensibilidade compatível e confiável (95%),
segundo normas e especificações da CETESB (1992), durante o presente estudo
(Tabela 104).
164
Figura 90. Valores das concentrações letais (CL
50
– 48 h) para Ceriodaphnia dubia dos
extratos liofilizados de florações de cianobactérias coletadas nos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo (BB: Barra Bonita; BA: Bariri; IB: Ibitinga; PR:
Promissão; NA: Nova Avanhandava e TI: Três Irmãos).
165
5 DISCUSSÃO
5.1 Limnologia dos reservatórios em cascata do Médio e Baixo rio Tietê:
uma abordagem física, química e biológica
A construção de reservatórios de água é uma das mais antigas e importantes
intervenções humanas nos sistemas naturais. Estes ambientes artificiais são
complexos sistemas intermediários entre lagos e rios, com uma elevada taxa de
renovação de água e um efeito de transporte muito semelhante àqueles das águas
correntes (MARGALEF, 1981). Segundo Tundisi (1985), Calijuri e Tundisi (1990) e
Tundisi (1999), a ecologia de represas de grande e pequeno portes, e a qualidade das
águas nos reservatórios estão fundamentalmente relacionados com os sistemas
integrados que atuam na bacia hidrográfica, incluindo as múltiplas atividades humanas
e seus impactos.
Um reservatório apresenta essencialmente três regiões bem características:
uma região lótica, uma região de transição e uma região lacustre, configurando uma
distribuição especialmente horizontal que tem uma dinâmica própria e que sofre a
influência dos rios (entrada) e dos vertedouros e turbinas (saída), segundo Tundisi
(1990). A presença de gradientes horizontais e verticais e de um fluxo contínuo em
direção à barragem são algumas das características essenciais na formação de um
reservatório. Esses gradientes apresentam variações temporais que dependem do
fluxo contínuo de água para o reservatório e das diferenças de nível que ocorrem
durante as diversas épocas do ano (IMBERGER, 1985 apud TUNDISI, op. cit).
Os reservatórios artificiais diferem dos demais ecossistemas aquáticos em
virtude de sua complexidade. Tal complexidade decorre das mudanças dinâmicas, em
escalas espaciais e temporais, a que estes ambientes estão sujeitos, muitas vezes
impulsionadas pelas funções de força climatológicas e hidrológicas, e pelas interações
com as bacias hidrográficas, berm como pelo regime de operação do sistema
(TUNDISI, 1996; TUNDISI et al., 1999).
Estudos realizados por Tundisi (1988, 1990) e por Calijuri e Tundisi (1990)
demonstraram que a característica morfométrica da maioria dos reservatórios do
Estado de São Paulo favorece a ação do vento e a turbulência. Em razão da baixa
declividade dos rios, estes reservatórios tendem a ser ambientes rasos e largos, sendo
os processos de mistura bastante marcantes (TUNDISI et al., 1988).
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
166
reguladas por esses fatores. As interações destas duas funções de força podem afetar
a produção da comunidade planctônica nos reservatórios do rio Tietê (Barra Bonita e
Bariri), através da circulação das massas de água, do influxo de nutrientes críticos e da
diferenças no nível da água (CALIJURI e TUNDISI, 1990; SANDES, 1990, 1998;
TUNDISI, 1990).
O uso de dados referentes à intensidade e padrão de ventos presentes nos
reservatórios demonstra relações importantes desta variável com a hidrodinâmica dos
ambientes (DE FILIPPO, 1987; ARANHA, 1990; CALIJURI e TUNDISI, 1990; TUNDISI,
1990; SANDES, 1990, 1998). Os registros dos ventos (presença e intensidade) no
sistema Tietê, durante o período de estudo, permitiram constatar a influência
permanente deste, principalmente durante os meses de fevereiro, abril e junho de
2003, na maioria dos reservatórios. O efeito da intensidade dos ventos foi menor entre
os três primeiros reservatórios do rio Tietê, possivelmente em decorrência do tipo de
perfil do relevo da área de constituição dos lagos, caracterizando-as como áreas
menores e mais protegidas. Os três últimos reservatórios do sistema demonstraram a
influência permanente dos ventos e a maior intensidade dos mesmos, o que é
justificável pela grande área ocupada na formação dos lagos e também pelo tipo de
relevo característico, representado por áreas extensas de planície, geralmente
ocupadas por pastagem e monoculturas, como a cana-de-açúcar.
Estudos realizados por Rocha (1978) e Tundisi (1977) no reservatório do Broa
(Itirapina – SP), inferem sobre a ação de ventos de diferentes intensidades como
sendo fator responsável pelo eficiente processo de mistura vertical do sistema. No
reservatório de Barra Bonita e Bariri, De Filippo (1987) e Sandes (1990) evidenciaram
que o vento é uma função de força importante na variação de estabilidade térmica
daqueles reservatórios, respectivamente. Ainda nestes reservatórios, em especial no
reservatório de Barra Bonita, GAULIVAN-Diaz (1990) mencionou a ação do vento até
em camadas mais profundas, apesar da não homogeneização completa da coluna
d`água, visto à permanência de uma termoclina temporária.
Para Tundisi et al. (1988), a maioria dos reservatórios no Estado de São Paulo,
principalmente os do sistema Tietê, são caracterizados como polimíticos, em
decorrência da forte e permanente influência da ação dos ventos e da reduzida
profundidade dos reservatórios, favorecendo a ocorrência de várias circulações anuais
e influenciando diretamente no funcionamento dinâmico dos sistemas.
Com base na análise dos dados de precipitação, obtidos nas três estações
meteorológicas referenciadas durante o estudo, pode-se verificar uma variação sazonal
na região com ligeira tendência à ocorrência de chuvas acima da média durante os
meses de verão e redução desses valores nos meses de seca. Segundo Köppen, nas
167
regiões tropicais o clima é classificado com CWA, o seja, o período de verão apresenta
temperaturas e índices pluviométricos mais elevados, enquanto que o período de
inverno apresenta temperaturas mais baixas e menores índices pluviométricos.
Algumas pequenas oscilações encontradas durante o estudo estiveram dentro dos
valores médios para uma série de dados meteorológicos na região, estando próximos
aos encontrados por Pereira (2003) e Lima (2004) no ano de 2000, nestas mesmas
estações meteorológicas.
Os valores da temperatura do ar registrados durante o estudo mantiveram uma
tendência sazonal, com os maiores valores (médios) compreendidos nos meses de
verão e os menores valores (médios) associados aos meses de inverno. Esses
resultados, em geral, foram próximos aos apresentados por Pereira (2003) e Lima
(2004).
O tempo de residência é outra função de força importante quando se considera
a qualidade das águas nos reservatórios (STRASKRABA e TUNDISI, 1999), pois
influencia diretamente a ciclagem e o acúmulo de nutrientes na água e no sedimento,
afetando assim o estado trófico do reservatório e o desenvolvimento da comunidade
fitoplanctônica (BRANCO, 1991 apud TALAMONI, 1995). Esta força está diretamente
relacionada ao sistema operacional dos reservatórios na geração de energia que, por
sua vez, está associada ao ciclo hidrológico e à disponibilidade de água (TUNDISI e
MATSUMURA-TUNDISI, 1990). Segundo Rocha (1991) e Straskraba (1994), a
presença em seqüência de reservatórios em um rio funciona como uma unidade em
que o reservatório a montante controla o nível da água dos reservatórios a jusante.
Deste modo, os reservatórios situados a jusante possuem fluxo mais rápido e tempo de
residência mais curto.
O tempo de residência da água nos reservatórios do rio Tietê, durante o estudo,
apresentou diferenças expressivas entre cada uma das unidades. Diferenças como o
volume útil de água armazenada, a vazão e o regime operacional na produção de
energia elétrica, são os principais atributos que podem condicionar essa variabilidade
espaço - temporal entre os reservatórios. O tempo de retenção da água nos
reservatórios apresentou um padrão esperado, com os maiores valores nos meses de
seca e os menores valores durante a estação chuvosa na região. Esses resultados
foram próximos ao observado em estudos anteriores (PEREIRA, 2003; LIMA, 2004),
com destaque para os mesmos reservatórios descritos com os maiores (Promissão e
Três Irmãos) e os menores (Bariri e Ibitinga) valores para o tempo de retenção da
água, o que demonstra a influência direta do manejo operacional sistematizado e
programado para geração de energia elétrica nestes ambientes.
168
De acordo com Petts (1988) apud Sandes (1990), o tempo de retenção da água
pode produzir mudanças qualitativas na composição do plâncton ao longo do tempo.
Para Staskraba (1999), quando o tempo de residência é extenso, a taxa de
crescimento do fitoplâncton aumenta em decorrência da elevada carga de nutrientes
carreados. O autor ainda infere que, durante este processo, ocorre simultaneamente
um aumento da mortalidade devido à sedimentação, predação pelo zooplâncton e
remoção; porém, estas tendências são somente válidas para fluxos de maior
intensidade (tempo de residência menor que poucos dias), em que o ponto de
crescimento do fitoplâncton não pode ser longamente compensado por perdas devido
à remoção e ao colapso da população.
Segundo Tundisi et al. (1988), o manejo do tempo de residência da água no
reservatório pode ser utilizado como estratégia adequada para regular o crescimento
de cianobactérias, uma vez que curtos tempos de retenção impedem a proliferação
destas organismos que não estão associados com grandes turbulências. Estudos
realizados por De Filippo (1987) e Sandes (1990) demonstraram relações entre a
densidade da comunidade fitoplanctônica e variações na biomassa decorrentes do
regime operacional nos reservatórios de Barra Bonita e Bariri, respectivamente.
De acordo com Tundisi e Mastumura-Tundisi (1990), o reservatório de Barra
Bonita apresenta tempo de residência diferenciado entre os meses de verão e inverno,
variando em decorrência da precipitação total. Esses autores consideram que densos
florescimentos, em especial de cianobactérias, estão mais presentes durante o período
de inverno, em razão do aumento do tempo de retenção da água nesse reservatório.
Tal constatação pode ser confirmada por Sandes (1998), após ter verificado a redução
no acúmulo das florações de Microcystis no corpo principal do reservatório, em
decorrência do aumento da vazão defluente.
Para Margalef (1983), é esperado que ao longo da série de reservatórios em
cascata haja a melhoria das condições ambientais, uma vez que o primeiro
reservatório concentra a grande parcela de material que entra pelos tributários via
processos físicos, químicos e biológicos. Entretanto, tal argumentação é válida caso
não haja novas contribuições via tributários nos ambientes subseqüentes, o que não
ocorre para alguns dos reservatórios investigados no rio Tietê (Sandes, 1990, 1998).
Estudos realizados nos reservatórios em cascata do rio Tietê têm demonstrado
a contribuição expressiva de rios tributários ao longo desse sistema (SANDES, 1990,
1998; BARBOSA et al., 1999; COSTA e ESPÍNDOLA, 2000; FRACÁCIO, 2001;
RODGHER, 2001; VIEIRA et al., 2002; PEREIRA, 2003; LIMA, 2004). Esta condição
pode representar uma fonte adicional de nutrientes no sistema, interferindo na
recuperação gradual da qualidade da água no sentido longitudinal do rio Tietê. Tal fato
169
pode explicar as possíveis novas contribuições de nutrientes que possam estar
ocorrendo de forma difusa ou pontual (via tributários) dentro do sistema em cascata.
Dentre alguns exemplos de rios tributários que contribuem expressivamente nas
cargas de material alóctone (orgânico e inorgânico), nos reservatórios em cascata do
rio Tietê, estão os rios Lavapés e Capivara no reservatório de Barra Bonita (MORETO
e NOGUEIRA, 2003); os rios Jaú e Bauru no reservatório de Bariri (PEREIRA, 2003) e
os rios Jacaré Pepira e Jacaré Guaçu no reservatório de Ibitinga (VIEIRA et al., 2002).
A determinação dos fatores que podem influenciar na distribuição das
comunidades fitoplanctônicas, principalmente aqueles resultantes da ação antrópica, é
de vital importância e faz-se necessário para o desenvolvimento de técnicas de manejo
e gerenciamento dos ambientes aquáticos. As aplicações destas técnicas permitem
promover ações mitigadoras essenciais para a manutenção da qualidade da água para
o consumo humano e também para favorecer o desenvolvimento de populações
importantes na cadeia trófica, contribuindo positivamente com o ambiente, como por
exemplo, favorecendo a existência de populações energeticamente mais eficientes,
resultando em uma maior produtividade no sistema.
Diversos estudos têm demonstrado que fatores ambientais como condições
climáticas, distribuição geográfica, estabilidade térmica, pH, condutividade,
temperatura, oxigênio dissolvido, disponibilidade de nutrientes e as relações tróficas
dos organismos com estas variáveis representam condicionantes às variações na
estrutura e dinâmica das comunidades fitoplanctônicas (SHAPIRO, 1984; REYNOLDS,
1984; SMITH, 1983; PADISÁK, 1997; PADISÁK e REYNOLDS, 1998; REYNOLDS et
al., 1993; ISTVÁNOVICS et al., 2002; 1990; HWANG et al., 2003).
O pH, por exemplo, é considerado uma importante variável para a dinâmica dos
sistemas aquáticos, pois além de interferir no metabolismo das comunidades aquáticas
e na solubilidade de nutrientes, sofre variações em função dos processos
fotossintéticos, respiratórios e de decomposição (ESTEVES, 1988). Os resultados
deste estudo demonstraram condição levemente alcalina na superfície ou
subsuperfície, com uma tendência à acidificação nas porções de fundo destes
ambientes. Esses resultados foram similares aos observados em estudos realizados
anteriormente nesses mesmos locais (BARBOSA et al., 1999; PEREIRA, 2003; LIMA,
2004), embora tenham sido maiores, para a maioria dos casos.
O potencial hidrogeniônico de um ambiente aquático é influenciado, entre
outros fatores, pela concentração de CO
2
presente na água. Esta, por sua vez, é
afetada pela temperatura da água, pressão parcial deste gás na atmosfera, taxa de
respiração dos organismos aeróbicos aquáticos, pela taxa de fotossíntese e pela
decomposição orgânica. Normalmente, o pH na região investigada foi maior durante os
170
meses de seca, em razão da baixa presença de material alóctone (matéria orgânica) e
redução na precipitação. Tal constatação foi comprovada por Pereira (2003) e Lima
(2004), durante estudos realizados nos mesmos reservatórios, com altos valores
associados aos meses de seca na região.
No presente trabalho os resultados de pH não apresentaram um padrão espaço
temporal definido para os valores obtidos ao longo dos reservatórios do rio Tietê.
Foram constatados elevados valores, principalmente durante os meses marcados por
chuvas na região, com destaque para os três primeiros reservatórios do rio Tietê, em
novembro de 2002. Esta situação atípica pode estar relacionada à elevada presença
de florações de cianobactérias registradas naquela ocasião, que poderia estar
associadas à elevada taxa fotossintética. Situações semelhantes foram também
verificadas por Pereira (2003) e Lima (2004), quando altos valores de pH foram
correlacionados á ocorrência de florescimentos, em alguns dos reservatórios do rio
Tietê.
A condutividade elétrica da água representa uma importante variável
limnológica, visto que fornece informações a respeito do metabolismo do ecossistema
aquático e dos fenômenos que ocorrem na bacia de drenagem (ESTEVES, 1988). A
condutividade reflete o conteúdo de componentes minerais na forma iônica, podendo
ser utilizada como um 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 seus valores à medida
que este processo é intensificado.
O uso da condutividade também pode auxiliar na detecção de possíveis fontes
de poluição em ambientes aquáticos (BRANCO, 1986) sendo, inclusive, utilizada como
um indicador de águas eutróficas, dentro de um contexto regional (RADWAN, 1984).
Estudos realizados por Tundisi et al. (1988), em 23 reservatórios no Estado de São
Paulo demonstraram que a grande maioria destes reservatórios, em especial aqueles
dispostos no rio Tietê, foram caracterizados como hipertróficos, utilizando-se essa
variável. Tal evidência, de extrema eutrofização nos reservatórios do rio Tietê,
utilizando esta mesma variável, foi novamente confirmada por Güntzel (2000), 10 anos
após a primeira campanha realizada por Tundisi et al. (op. cit.).
Durante o período de estudo, os valores de condutividade apresentaram-se
mais homogêneas ao longo da coluna d`água, para a maioria dos reservatórios
investigados. Foi constatada a redução gradativa desses valores no sentido do
primeiro reservatório do rio Tietê (Barra Bonita) em direção ao último (Três Irmãos).
Esta situação de variação espacial dos valores de condutividade está relacionada ao
efeito depurativo do sistema em cascata, que é caracterizada pela elevada capacidade
171
de retenção de materiais nos primeiros reservatórios, permitindo a melhoria da
qualidade de água nos ambientes subseqüentes. Estudos realizados por Tundisi et al.
(1988), nesse sistema em cascata, já demonstravam a tendência de diminuição da
condutividade a partir do reservatório de Barra Bonita em direção ao de Nova
Avanhandava. Incursões feitas por Barbosa et al. (1999), no mesmo sistema,
demonstraram a mesma tendência de redução nos valores de condutividade ao longo
do sistema de reservatórios em cascata.
Embora os resultados de condutividade elétrica obtidos nesse estudo tenham
demonstrado um padrão similar (com sua redução gradativa ao longo da série de
reservatórios em cascata) ao observado em estudos anteriores relizados no local
(TUNDISI et al., 1988; FRACÁCIO, 2001; PEREIRA, 2003; LIMA, 2004), altos valores
foram verificados, principalmente durante o período de chuva. Uma possível explicação
para os altos valores encontrados em plena estação chuvosa pode ser o aumento das
cargas de sedimentos e nutrientes transportados pelos tributários para os primeiros
reservatórios do rio Tietê, com aumento da concentração de íons dissolvidos na água,
tendo em vista a elevada concentração de material em suspensão e nutrientes.
Barbosa et al. (1999) demonstraram uma situação semelhante à observada no
presente estudo, quando altos valores da condutividade da água foram registrados nos
reservatórios do Sistema Tietê durante a estação chuvosa, em 1998, com destaque
para o reservatório de Barra Bonita.
A temperatura da água é um outro parâmetro 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). De acordo com Payne (1986), a
termoclina atua como uma barreira à difusão e circulação dos componentes químicos
entre as diferentes camadas de água. Segundo Tundisi (1983) apud Talamoni (1995),
as flutuações de temperatura do ar e da água estabelecem padrões de
heterogeneidade espacial, decorrentes da produção de gradientes de densidade que
interferem nas taxas de sedimentação do fitoplâncton e na distribuição de nutrientes na
coluna d`água.
A variação de temperatura da água nos reservatórios do rio Tietê revelou um
padrão sazonal, com altas temperaturas registradas na estação chuvosa, em
decorrência da maior isolação e presença de partículas em suspensão capazes de
absorver energia solar e acumular calor. As menores temperaturas foram registras 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
172
apresentado influências relacionadas às mudanças na temperatura do ar ao longo do
estudo, é importante ressaltar que em razão da grande extensão do sistema de
reservatórios em cascata, as coletas foram efetuadas em diferentes horários, variando
das 8 às 16 horas. Estes aspectos reforçam a importância da radiação solar e da
umidade relativa como fatores decisivos na variação térmica entre os locais de coleta.
No presente estudo foi observada a completa isotermia da coluna d`água na
maioria das coletas realizadas. Poucos foram os casos da presença de estratificação
térmica, sendo estas limitadas à formação de microestratificações em alguns pontos.
Estes resultados são compatíveis como o descritos por Barbosa et al. (1999), que
constataram raros casos de ocorrência de termoclinas nos reservatórios do rio Tietê,
sendo que, quando verificados, se limitaram ao reservatório de Barra Bonita, nos
tributários em pontos de maior profundidade e nas áreas de transição com o lago
artificial. Aranha (1990), em estudos de curta duração (15 dias) realizados no
reservatório de Barra Bonita, verificou a influência marcante do vento em períodos de
completa isotermia da coluna de água e períodos de microestratificação nos primeiros
metros da coluna d`água. Este mesmo padrão foi descrito por De Filippo (1987), que
observou no reservatório de Barra Bonita períodos de fraca estratificação, o que
associou ao caráter polimítico do reservatório. Segundo Tundisi et al. (1990), algumas
estratificações, como termoclinas, podem ocorrer nestes reservatórios, mas estas se
limitam a curtos períodos de tempo.
Estudos realizados por Fracácio (2001), Pereira (2003) e Lima (2004)
apontaram a ocorrência de termoclinas em alguns reservatórios no Sistema Tietê.
Gentil (1984) demonstrou a presença de perfis térmicos heterogêneos no reservatório
de Barra Bonita, em duas épocas do ano, sendo também ocasionais ou restritos a
curtos períodos de tempo. Neste mesmo reservatório, em um estudo nictimeral,
Gavilan-Diaz (1990) encontrou acentuada estratificação e períodos de isotermia nos
primeiros 5 metros e os associou aos fatores climatológicos na região. A presença de
gradientes verticais de temperatura também foi descrito por Güntzel (2000), nos
reservatórios do Sistema Tietê, sendo mais comuns para os primeiros ambientes da
série, principalmente durante o período chuvoso. Pamplin (1999) constatou a
estratificação térmica bastante nítida no verão, no reservatório de Salto Grande
(Americana - SP), enquanto que Zanata (1999) verificou estratificações nesse
ambiente, mais acentuadas no período seco, embora o ambiente tenha sido
caracterizado como polimítico por Arcifa et al. (1981).
A maioria dos reservatórios do Estado de São Paulo é caracterizada como
sendo polimíticos devido à baixa profundidade, o que favorece a ação do vento,
promovendo a circulação completa no inverno e no verão, provocando
173
desestratificação e tornando-os homogêneos termicamente e quimicamente (TUNDISI
et al., 1988, 1991). Portanto, a circulação vertical é permanente, com estratificações
ocasionais que perduram por poucas horas e que são importantes no desenvolvimento
de florescimentos de cianobactérias como Microcystis sp e Anabaena sp. O
rompimento destas estruturas verticais estabilizadas, que caracterizam compartimentos
temporais dos reservatórios, induz distribuições verticais mais homogêneas de
biomassa, com predominância de diatomáceas do gênero Melosira (TUNDISI, 1990).
O oxigênio dissolvido na água é um dos fatores mais importantes na dinâmica e
na caracterização dos ecossistemas aquáticos, pois influencia a sobrevivência das
comunidades aquáticas, além de participar de vários processos químicos (ESTEVES,
1988). As concentrações de oxigênio dissolvido são influenciadas 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 nos ambientes
aquáticos. Segundo Esteves (op. cit), nos ambientes aquáticos, as principais fontes de
oxigênio são as atividades fotossintéticas das algas e macrófitas, a difusão e a
turbulência. Por outro lado, as perdas podem ocorrer pelo consumo da matéria
orgânica, perdas para a atmosfera, respiração de organismos aquáticos e oxidação de
íons metálicos, como o ferro e manganês (ESTEVES, op. cit)
Durante o período de estudo, foram encontradas altas concentrações de
oxigênio dissolvido superficial na maioria dos reservatórios do rio Tietê. Um destaque
maior foi dado para aquelas coletas realizadas durante os meses de chuva, a exemplo
do mês de novembro de 2002, quando foram verificadas as maiores concentrações
deste gás. Este fato pode estar associado aos maiores índices pluviométricos, os quais
promovem a maior circulação da água no reservatório e também com a elevada vazão.
Estudos realizados por Lima (2004), neste mesmo sistema de reservatórios, durante o
ano de 2000, constataram que as menores concentrações de oxigênio dissolvido
estiveram compreendidas no período de chuvas. No entanto, o autor esclarece que o
perfil deste gás na coluna d`água foi mais homogêneo, com ampla oxigenação nesse
período, quando comparado com o período de seca, o que pode estar associado à
redução da mistura das diferentes camadas de água.
Estudos realizados por Townsend (1999), em dois reservatórios no continente
australiano, um localizado numa região chuvosa e outro numa região seca,
demonstraram que, em geral, a maior concentração de oxigênio dissolvido foi
encontrada no lago situado na região chuvosa, 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.
174
Foi constatado, em algumas das coletas realizadas neste estudo, um aumento
gradativo nas concentrações superficiais do oxigênio ao longo dos reservatórios em
cascata, no sentido do primeiro reservatório para o último do sistema. Barbosa et
al.(1999), em estudos realizados nesse mesmo sistema, descreveram que durante o
mês de fevereiro de 1998, houve um aumento nas concentração deste gás ao longo da
cascata de reservatórios. Uma possível explicação para esta condição pode estar
relacionada ao elevado aporte de material alóctone (orgânico e inorgânico), por parte
dos tributários, nos primeiros reservatórios do rio Tietê, o que poderia estar reduzindo a
taxa fotossintética do fitoplâncton nestes ambientes, em razão da elevada presença de
material em suspensão inorgânico, o que dificulta a penetração da luz no campo
subaquático.
Güntzel (2000), ao avaliar as características limnológicas dos reservatórios do
rio Tietê em um período de duas décadas (1979 e 1998), verificou que a redução da
concentração de oxigênio dissolvido nos três primeiros reservatórios da cascata (Barra
Bonita, Bariri e Ibitinga), possivelmente, fosse em decorrência do aumento do aporte
orgânico, além das atividades do entorno daqueles reservatórios. Outra possível
explicação para o aumento gradativo nas concentrações de oxigênio dissolvido ao
longo dos reservatórios em cascata, durante algumas coletas realizadas, talvez esteja
associada à redução ou inexistência de anoxia no hipolímnio dos reservatórios, em
especial a partir do reservatório de Promissão, o que pode estar indicando a redução
nas taxas de decomposição ao longo do sistema em cascata. Segundo Güntzel (op.
cit), é possível que o menor consumo do oxigênio e a liberação deste gás pelo
fitoplâncton (elevação da produção primária do fitoplâncton) estejam contribuindo para
a manutenção de concentrações mais altas do oxigênio nos reservatórios do Baixo rio
Tietê.
Analisando-se o perfil vertical de distribuição do oxigênio dissolvido durante
esse estudo, observou-se situações de estratificação com relação às concentrações do
gás na coluna d`água, com concentrações decrescentes deste em relação à
profundidade, ou seja, com os maiores valores na superfície ou subsuperfície e os
menores valores nas camadas mais profundas. Estudos realizados por Pereira (2003)
e Lima (2004), nos reservatórios do rio Tietê, em 2000, mencionam o mesmo perfil de
decréscimo nos valores de oxigênio dissolvido da superfície em direção ao hipolímnio.
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. Gentil (1984), após estudar cinco reservatórios
de diferentes bacias hidrográficas do Estado de São Paulo, verificou uma similaridade
175
na distribuição vertical do oxigênio com a distribuição vertical da temperatura e,
portanto, acoplada à estratificação térmica.
Segundo Tundisi et al. (1988), quando os reservatórios apresentam um perfil
estratificado, as concentrações de oxigênio dissolvido tendem a ser menores no fundo
da coluna d`água. Deve ser ressaltado que as menores concentrações de oxigênio na
região do hipolímnio são devidas aos processos de perdas deste gás (decomposição
da matéria orgânica), que não pode ser compensado como ocorre no epilímnio
(fotossíntese ou difusão atmosférica), refletindo, deste modo, o maior consumo deste
pelos processos químicos. Estudos realizados por Barbosa et al. (1999), no rio Tietê,
demonstraram uma forte estratificação e anoxia no hipolímnio nos quatro primeiros
reservatórios desse sistema em cascata. Segundo Barbosa et al. (op. cit), o grande
aporte de material alóctone, representado principalmente por esgotos domésticos e
industriais oriundos dos rios Piracicaba e Tietê, estariam contribuindo para o elevado
consumo do oxigênio na coluna d`água, cujos efeitos de anoxia no hipolímnio
manifestavam-se a partir dos 5 e 10 m de profundidade, nos três primeiros
reservatórios do rio Tietê. Uma situação semelhante foi descrita pos Jati (1998) durante
um estudo intensivo realizado no inverno, no reservatório de Barra Bonita, no qual foi
constatado que apesar da coluna d`água estar desestratificada, foram observadas
reduções expressivas das concentrações de oxigênio dissolvido em direção ao
hipolímnio. A autora atribuiu esses baixos valores de oxigênio à fraca ação do vento,
que não promoveu a circulação total da coluna d`água, como também à crescente
ocorrência de processos de decomposição na direção do hipolímnio. Este padrão
descrito é condizente com os resultados encontrados no presente estudo, bem como
com o que foi observado por Calijuri e Santos (1996), no mesmo reservatório.
Estudos realizados por Zanata (1999), no reservatório de Salto Grande
(Americana – SP), demonstraram situações de anoxia nas camadas mais profundas
durante a estação chuvosa. A autora relaciona a baixa concentração de oxigênio
dissolvido à presença de material em suspensão e aos processos de decomposição da
matéria orgânica.
O material em suspensão na água é, sem dúvida, um dos mais importantes
fatores limitantes da produção primária em reservatórios turbulentos. A presença de
sólidos na coluna d`água irá promover grandes alterações na ecologia do sistema,
influenciando o comportamento fotossintético e a sucessão do fitoplâncton (CALIJURI
e TUNDISI, 1990), bem como a redução da disponibilidade de nutrientes e suas
interações como poluentes na coluna d`água (LIND e DÁVALOS-LIND, 1999).
Segundo Lind e Dávalos-Lind (1991), em ambientes onde a turbidez é alta,
normalmente a via autotrófica se torna menos importante devido à limitação da luz. A
176
via heterotrófica pode então sobressair, em razão do aumento da disponibilidade de
carbono orgânico dissolvido que existe agregado às partículas de argila, e que pode
ser utilizado pelas bactérias heterotróficas (ARRUDA et al., 1983 apud TALAMONI,
1995).
Os reservatórios em cascata apresentam particularidades na retenção de
material em suspensão e de nutrientes nas barragens a montante, de modo a reduzir
suas concentrações na porção dos reservatórios à jusante. Contudo, deve-se ressaltar
a forte influência do material provindo dos tributários, como também as contribuições
difusas que podem estar interligadas ao sistema. Segundo Paranaguassu et al. (1988),
o tipo de ocupação territorial parece assumir forte significado nos processos erosivos
que poderiam levar ao assoreamento de um determinado reservatório. Segundo estes
autores, o tipo de ocupação determina o grau de proteção do solo e a relação entre a
infiltração e o escoamento de processos erosivos induzidos.
Em geral, o material em suspensão apresentou reduções gradativas nas suas
concentrações ao longo dos reservatórios em cascata, no sentido do primeiro
reservatório em direção ao último do sistema. Foi constatado um padrão espaço
temporal na distribuição dos sólidos suspensos na água, com as maiores
concentrações verificadas no período chuvoso, representadas principalmente pela
fração orgânica, com destaque para os três últimos reservatórios do rio Tietê
(Promissão, Nova Avanhandava e Três Irmãos). A fração do material inorgânico foi
maior durante o período de transição da estação chuvosa para a seca, principalmente
nos dois primeiros reservatórios da série em cascata (Barra Bonita e Bariri).
O padrão sazonal observado na distribuição do material em suspensão é similar
àqueles encontrados em estudos anteriores realizados no local (FRACÁCIO, 2001;
PEREIRA, 2003; LIMA, 2004), demonstrando a forte influência da precipitação
pluviométrica na entrada de material em suspensão nestes sistemas, o que também foi
observado por Leite (1998) e Zanata (1999), no reservatório de Salto Grande
(Americana – SP). Os valores encontrados para os sólidos totais neste estudo foram
próximos àqueles obtidos em outros trabalhos anteriores realizados no local
(FRACÁCIO, 2001; PEREIRA, 2003; LIMA, 2004). Barbosa et al. (1999), ao estudarem
os reservatórios do rio Tietê, em fevereiro de 1998, registraram valores semelhantes
aos descritos no presente estudo, com exceção apenas para o reservatório de Barra
Bonita, onde foi encontrado o valor de 18,2 mg/L, muito superior ao registrado no
presente estudo (4,28 mg/L).
A maior contribuição da fração orgânica em relação à inorgânica, ao longo das
coletas realizadas foi, em geral, próxima dos resultados encontrados em estudos já
realizados no local (BARBOSA et al., 1999; FRACÁCIO, 2001; PEREIRA, 2003; LIMA,
177
2004). Tal condição pode ser explicada não apenas pela grande entrada de material
alóctone no sistema, em virtude das chuvas na região, mas também pela forte
influência da produção primária, contribuindo, assim, para as elevadas concentrações
de matéria orgânica ao longo dos reservatórios do rio Tietê. Estudos realizados por
Paranaguassu et al. (1988), no reservatório de Bariri, constataram que a forte
contribuição da fração orgânica na composição dos sólidos totais estava possivelmente
associada ao lançamento de efluentes oriundos da indústria canavieira, bem como ao
escoamento superficial ou subsuperficial das águas que percolam das áreas
agriculturáveis, nas quais são geralmente utilizados fertilizantes químicos e
agrotóxicos. Este aspecto deve ser considerado, uma vez que, além da produção
interna, outros fatores como o uso e a ocupação do solo na área de entorno podem
contribuir expressivamente para o aumento da quantidade de material em suspensão.
A transparência da água é um fator que está diretamente associado à quantidade
de material em suspensão particulado e dissolvido presente em um determinado corpo
hídrico. A transparência da água pode apresentar-se como efeito conectivo à presença
de fontes pontuais ou difusas de poluição no ambiente aquático, uma vez que estas
podem contribuir significativamente para a redução daquela, bem como para o
aumento da turbidez (ESTEVES, 1998). Quando a turbidez é causada pelo aporte de
material particulado alóctone, a relação entre a transparência e a biomassa algal é
fraca, sendo os compostos orgânicos e inorgânicos em suspensão na água os
responsáveis pela diminuição da penetração da luz (ARRUDA et al., 1983 apud
TALAMONI, 1995). A atenuação e eventual extinção da luz que atravessa a água são
influenciadas pela abundância e qualidade de elementos presentes em suspensão e
capazes de absorvê-la (COLE, 1975 apud TALAMONI, 1995).
Durante o estudo, foi constatado um aumento gradativo nos valores da zona
eufótica a partir do primeiro reservatório (Barra Bonita) em direção ao último (Três
Irmãos) do Sistema Tietê. Estes resultados demonstraram um padrão de similaridade
com os valores encontrados para os sólidos em suspensão nos reservatórios. O
padrão de distribuição espacial da zona eufótica na água, bem como os valores
obtidos, estiveram próximos aos estudos anteriores realizados neste sistema de
reservatórios em cascata (FRACÁCIO, 2001; PEREIRA, 2003; LIMA, 2004). Este
aumento gradativo na penetração da luz, ao longo da série de reservatórios do rio
Tietê, está diretamente relacionado à capacidade de retenção dos sólidos em
suspensão por parte dos reservatórios na sua porção à montante, proporcionando,
assim, a redução nas concentrações destes sólidos nos reservatórios subseqüentes da
cascata. Estudos realizados por Tundisi et al. (1993), nos reservatórios do rio Tietê, já
destacavam esse gradiente crescente da transparência da água ao longo do sistema
178
em cascata, o que, segundo aqueles autores, representa uma melhoria na qualidade
da água durante o percurso do rio Tietê.
Foi observada uma variação temporal nos valores do limite da zona eufótica nos
reservatórios do rio Tietê, com maior penetração da luz nos meses de seca na região.
Esses resultados são compatíveis com o padrão esperado, uma vez que existe uma
relação direta com as variações temporais, do material em suspensão na água. O
aumento de chuvas na região favorece um maior aporte de nutrientes e sedimentos
carreados da camada superficial dos solos nas margens do rio e dos tributários para o
reservatório que, associados aos processos de instabilidade na coluna d`água
(turbulência), promovem uma maior turbidez da água, implicando em menor
transparência. Jati (1998), em estudos de curta duração realizados no reservatório de
Barra Bonita, descreveu a diminuição da zona eufótica no local em decorrência do
aumento na concentração do material particulado em suspensão, advindos de
escoamentos superficiais de água no entorno deste reservatório, após elevados níveis
de pluviosidade durante o verão.
Estudos realizados por Nogueira e Matsumura-Tundisi (1994), em um
reservatório artificial localizado no município de São Carlos (represa do Monjolinho),
atribuíram que os maiores valores de transparência da água, durante o período de
seca, estiveram relacionados aos baixos índices de pluviosidade e, consequentemente,
à redução dos sólidos suspensos. Esta relação foi constatada por Zanata (1999) e
Leite (2002) no reservatório de Salto Grande (Americana – SP), sendo verificados os
menores valores de transparência da água durante o período chuvoso, coincidindo
com as maiores concentrações de material em suspensão na água. Neste mesmo
reservatório, Tonissi (1999) registrou a elevada presença de material orgânico no
período de seca, correlacionando-a com a maior entrada de luz, o que favoreceu
durante este período o aumento dos florescimentos algais.
Durante o presente estudo, foram verificados casos de exceção a esse padrão
temporal, como o observado durante o mês de outubro de 2003, quando baixos valores
da zona eufótica foram observados para a maioria dos reservatórios investigados. Este
fato decorreu da combinação de fatores como a redução no fluxo de vazão no
reservatório, que propiciou um maior tempo de residência d`água e que, em
circunstâncias de calmaria atmosférica (ação de ventos fracos) nos primeiros
reservatórios, e sob efeitos da turbulência (ação de ventos fortes) na coluna d`água,
nos últimos reservatórios do rio Tietê, possibilitaram o adensamento de massivos
florescimentos de cianobactérias, como Microcystis e Pseudoanabaena , e
Cylindrospermopsis, respectivamente, no corpo central daqueles reservatórios,
limitando assim a passagem da luz através da coluna d`água. Sandes (1998), em um
179
estudo de curta duração no reservatório de Barra Bonita, constatou uma menor
transparência da água e, conseqüentemente, uma menor zona eufótica, decorrente do
sombreamento causado pelo adensamento de florescimentos de cianobactérias na
superfície. Zohary e Robarts (1989), analisando a dominância de cianobactérias em um
reservatório hipereutrófico, verificaram a ampla capacidade de espécies como
Microcystis aeruginosa para a ocupação e domínio da camada superficial, de modo a
assegurar o seu acesso à luz.
Os nutrientes também são elementos essenciais ao desenvolvimento da biota
aquática que podem, em excesso, provocar a mudança do estado trófico, promovendo
a eutrofização dos ecossistemas aquáticos e, consequentemente, ocasionar danos
consideráveis para o meio ambiente. Quando presentes em baixas concentrações
podem atuar como fatores limitantes da produtividade primária nos ecossistemas
aquáticos, como lagos, rios e reservatórios (ESTEVES, 1988).
Segundo Tundisi (1999), as atividades antrópicas diversas na bacia de
drenagem, como o uso de fertilizantes em áreas agrícolas, estão relacionadas como
uma das principais vias de entrada dos nutrientes (nitrogênio e fósforo) nos
ecossistemas aquáticos. Estudos realizados por Henry e Gouvêa (1993) reportam que
o fluxo de entrada de nutrientes no Sistema do Alto Paranapanema (Estado de São
Paulo) está condicionado não apenas pelo desmatamento das bacias de drenagem,
mas por outras vias, como precipitação seca e úmida, fixação biológica de nitrogênio e
resíduos de atividades antropogênicas no local. Para Carmo (2000), a profundidade do
sistema, a vazão e o tempo de residência participam diretamente nos processos de
distribuição e na disponibilidade dos nutrientes.
Os resultados obtidos para os nutrientes nitrogenados e fosfatados, quantificados
durante este estudo, demonstraram, em geral, um padrão espacial, com reduções em
suas concentrações ao longo dos reservatórios do rio Tietê, no sentido do primeiro
reservatório (Barra Bonita) em direção ao último do sistema (Três Irmãos). Desde
modo, a fragmentação do rio Tietê promoveu, por meio destes reservatórios em
cascata, a retenção dos nutrientes provindos da bacia de drenagem, ocasionando um
processo depurativo ao longo da trajetória do rio. Um aspecto negativo para essa
fragmentação do rio está no fato dos primeiros reservatórios estarem mais suscetíveis
ao acelerado processo de eutrofização, em relação aos demais do sistema.
A constatação deste padrão espacial, quanto à distribuição dos nutrientes ao
longo dos reservatórios do rio Tietê, evidencia o papel destes ambientes como
verdadeiros filtros, onde é retida uma boa parte de diferentes compostos, promovendo
um efeito autodepurativo ao longo da seqüência de reservatórios em cascata (TUNDISI
et al., 1999). O padrão de retenção dos nutrientes nos primeiros reservatórios, com a
180
conseqüente redução destes diferentes nutrientes ao longo da cascata de
reservatórios, em decorrência da maior distância das fontes poluidoras, permitiu inferir
sobre um possível efeito de melhoria da qualidade de água. Situações semelhantes a
esta foram descritas em estudos anteriores, realizados neste sistema por Barbosa et
al., (1999), Güntzel (2000), Fracácio (2001), Pereira (2003) e Lima (2004).
Eventualmente, foram observadas algumas variações na distribuição espacial de
alguns destes nutrientes, o que pode estar correlacionado, muitas vezes, a
heterogeneidade espacial dos nutrientes, como resultado da existência de possíveis
fontes não pontuais de contaminação na bacia de drenagem (TUNDISI, 1996).
O nitrogênio é um dos elementos vitais para o metabolismo de ecossistemas
aquáticos, em vista da sua importância na participação e formação de proteínas, um
dos componentes básicos da biomassa. Quando presentes em baixas concentrações
podem atuar como fator limitante da produção primária do ecossistema aquático
(ESTEVES, 1988).
Dentre as formas nitrogenadas inorgânicas encontradas no presente estudo, as
concentrações de nitrito foram as mais baixas para a grande maioria dos reservatórios.
Entretanto, houve situações onde valores máximos foram registrados nos dois
primeiros reservatórios da série do rio Tietê, o que demonstra a intensa contribuição da
poluição orgânica oriunda das regiões densamente povoadas.
As baixas concentrações do nitrito, principalmente nos três últimos reservatórios
do sistema em cascata, estão relacionados não apenas e exclusivamente ao
distanciamento das fontes pontuais de poluição, mas também à combinação de
fatores, como a decomposição da matéria orgânica e os processos de nitrificação, os
quais podem ser explicados pelos altas concentrações de oxigênio dissolvido na água
(epilímnio), em decorrência de uma alta produtividade fitoplanctônica. A instabilidade
do nitrito em águas oxigenadas explica o seu desaparecimento transitório, sendo muito
raro haver acúmulo ou aumento do mesmo no ambiente. Normalmente, o nitrito tende
a apresentar altas concentrações em ambientes anaeróbicos, como no hipolímnio de
lagos eutróficos, em períodos de estratificação (ESTEVES, 1988). Segundo Mc Marthy
e Goldman (1979) apud Esteves (1988), o nitrito pode ser 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 do íon amônio, por
exemplo.
Alguns casos registrados de elevados valores de nitrito nos três primeiros
reservatórios do Sistema Tietê, durante algumas coletas realizadas nos períodos de
seca e chuva na região, podem estar relacionados à combinação de fatores climáticos
e à dinâmica operacional da barragem, como o aumento na entrada de nutrientes e
181
sedimentos durante o período de chuvas, aumento no tempo de retenção da água
durante no período de seca, redução na turbulência d`água e maior estratificação da
coluna d`água. Para Esteves (1988), é muito discutível a influência de fatores
climáticos sobre as características limnológicas dos ecossistemas em regiões tropicais
e subtropicais. Normalmente, a concentração de nitrito dissolvido na água, em lagos,
tende a ser menor quando comparada às concentrações de nitrogênio amoniacal e de
nitrato. O aumento das concentrações de nitrito pode assumir valores expressivos, sob
condições de estratificação elevada no ambiente, associadas à atuação de bactérias
(Nitrossomonas), durante períodos de anoxia do hipolímnio (ESTEVES, op. cit.).
Estudos anteriores, realizados por Barbosa et al. (1999), Fracácio (2001), Pereira
(2003) e Lima (2004) no local têm demonstrado o mesmo padrão observado para o
nitrito, sendo ressaltada por estes autores a grande influência de afluentes como o rio
Piracicaba e o próprio Tietê, com seus tributários (que recebem um grande aporte de
esgotos domésticos e industriais), como responsáveis pelo aumento da carga poluidora
nesse sistema.
As concentrações encontradas para o nitrato nos reservatórios do rio Tietê foram
mais elevadas, comparativamente, que as outras duas formas inorgânicas
nitrogenadas mensuradas nesse estudo. De modo geral, as maiores concentrações de
nitrato estiveram compreendidas nos primeiros reservatórios da série em cascata, o
que demonstra o expressivo e elevado aporte e retenção das cargas poluidoras a que
estes ambientes estão sujeitos. Nos três últimos reservatórios do rio Tietê, os valores
de nitrato foram mais reduzidos, em função do distanciamento das fontes pontuais de
poluição, mas também a processos de nitrificação, tendo em vista as elevados
condições de oxigenação da água (epilímnio) e valores de pH levemente básicos
detectados na água. A nitrificação é um processo predominantemente aeróbico e,
como tal, ocorre somente nas regiões onde existe oxigênio disponível, geralmente na
coluna d`água e na superfície do sedimento (ESTEVES, 1988). Segundo Barbosa
(1981), em regiões tropicais a concentração e a distribuição de nitrato parecem estar
diretamente relacionadas com o grau de oxigenação da coluna d`água. Tundisi et al
(1991), durante estudos realizados nos reservatórios do rio Tietê, verificaram o
predomínio do nitrato em relação às demais formas nitrogenadas, havendo sempre
uma tendência à redução das concentrações ao longo do sistema em cascata. Os
valores encontrados para este nutriente foram relativamente próximos aos descritos
em trabalhos anteriores, realizados no mesmo local (BRABOSA et al., 1999;
FRACÁCIO, 2001; PEREIRA, 2003; LIMA, 2004), sendo mantido o mesmo padrão de
tendência na distribuição espaço temporal desse nutriente ao longo dos reservatórios.
182
Os valores registrados para o íon amônio, nos reservatórios do rio Tietê, foram
expressivamente maiores do que aqueles encontrados para o nitrito, mas considerados
baixos quando comparados aos do nitrato. Apesar de algumas oscilações em suas
concentrações, foi mantido o padrão de redução gradativa em seus valores ao longo
dos reservatórios em cascata. As altas concentrações registradas para o íon amônio,
principalmente nos primeiros reservatórios do rio Tietê, são fortes indicativos da
contaminação por despejos de esgotos, bem como da decomposição desta matéria
orgânica (amonificação). Estudos realizados por Branco (1991), no Lago Paranoá
(Brasília – DF), evidenciaram concentrações médias relativamente altas deste
nutriente, principalmente em pontos próximos a zonas de despejos dos efluentes
provindos das estações de tratamento de esgotos. Os valores encontrados para o íon
amônio neste estudo foram superiores, em média, quando comparados àqueles
obtidos nos estudos realizados por Pereira (2003) e Lima (2004) nestes mesmos
reservatórios. As variações encontradas entre períodos diferentes podem estar
associadas a uma maior taxa de excreção de amônio pelos organismos aquáticos, bem
como ao elevado processo de amonificação pelas bactérias aeróbicas (epilímnio) e
anaeróbicas (hipolímnio), durante o presente estudo, em relação ao reportado por
Pereira (2003) e Lima (2004).
Entretanto, os valores registrados no presente estudo, se comparados às
concentrações encontradas por Pereira (2003) e Lima (2004) na porção intermediária
do reservatório, foram, em média, expressivamente mais baixos. Este fato decorre da
forte influência dos tributários interligados a esta porção intermediária (fase rio) dos
reservatórios em estudo, os quais contribuem para elevados aportes de cargas
poluidoras para o rio Tietê (BARBOSA et al., 1999; COSTA e ESPÍNDOLA, 2000;
FRACÁCIO, 2001; PEREIRA, 2003; LIMA, 2004).
Os baixos valores do íon amônio, em relação aos valores de nitrato quantificados
ao longo do sistema, podem estar relacionados às elevadas concentrações de oxigênio
dissolvido na água nestes pontos, o que promoveu o processo de nitrificação deste no
epilímnio, bem como ao maior aproveitamento e consumo deste nutriente por
comunidades fitoplanctônicas, visto ser esta uma das formas preferenciais de
assimilação do fitoplâncton em razão do baixo gasto energético que representa
(ESTEVES, 1998). Eventualmente, houve exceções a esse padrão espacial na
distribuição do íon amônio, com alguns elevados valores observados durante o mês de
novembro de 2002, em grande parte dos reservatórios do rio Tietê. Este fato pode
estar relacionado a redução do nitrato para amônio (amonificação) nestas ocasiões,
em decorrência de baixas concentrações de oxigênio dissolvido na região do
hipolímnio e elevada presença de matéria orgânica. Outra possibilidade seria com
183
relação aos efeitos da heterogeneidade espacial dos nutrientes, como resultado de
possíveis fontes não pontuais de contaminação na bacia de drenagem (TUNDISI,
1996), o que pode estar relacionado à grande expansão de áreas agrícolas próximas
às margens dos reservatórios, como o cultivo de cana-de-açúcar nesta região do
Estado de São Paulo, o que implica no expressivo uso de fertilizantes nitrogenados
(MACEDO et al., 2004).
Os resultados para o nitrogênio orgânico total nos reservatórios do rio Tietê
foram, em geral, similares ao padrão descrito para as formas nitrogenadas inorgânicas,
com variações espaciais e temporais em suas concentrações durante o estudo. Os
maiores valores foram registrados nos dois primeiros reservatórios do Sistema Tietê
(Barra Bonita e Bariri), em quase todo o período de estudo, principalmente no período
de chuvas na região, enquanto reduções gradativas em suas concentrações foram
verificadas ao longo dos reservatórios seqüenciais da cascata.
As reduções do nitrogênio orgânico foram de até 68,49% do reservatório de Barra
Bonita (1.241 µg/L) a Três Irmãos (391 µg/L), em novembro de 2002, com um
gradiente médio de redução de 32% durante o estudo, de um reservatório para o
sistema subseqüente. Estudos realizados por Luzia (2004), neste sistema em cascata,
demonstrou um gradiente de redução das formas nitrogenadas, com destaque maior
para o nitrogênio total, que apresentou percentual máximo de 87,84 % do reservatório
de Barra Bonita (4.553,53 µg/L) a Três Irmãos (551,03 µg/L), durante os meses de
inverno na região. Os percentuais de reduções do nitrogênio orgânico podem estar
associados não apenas ao distanciamento das fontes pontuais poluidoras, mas
também às mudanças no uso da área de entorno e à assimilação destes nutrientes
pelo fitoplâncton e macrófitas aquáticas (MORAES, 1999). O gradiente de decréscimo
nos valores do nitrogênio orgânico reforça a capacidade depurativa existente ao longo
dos reservatórios em cascata, visto a capacidade de redução da concentração destes
nutrientes, com conseqüente melhoria da qualidade da água, o que é compatível com
as situações descritas em estudos anteriores, realizados neste sistema (BARBOSA et
al., 1999; GÜNTZEL, 2000; FRACÁCIO, 2001; PEREIRA, 2003; LIMA, 2004).
Os aumentos da concentração de nitrogênio orgânico, com a manutenção de
valores medianos nos últimos reservatórios do rio Tietê, podem estar relacionados à
elevada liberação de compostos nitrogenados resultantes da decomposição das
células fitoplanctônicas mortas, como também à intensa atividade de degradação de
detritos orgânicos por bactérias, como a excreção do fitoplâncton e do zooplâncton e
as macrófitas aquáticas. Uma outra provável explicação para as concentrações
medianas registradas do nitrogênio orgânico, com casos de picos desse nutriente nos
reservatórios localizados na porção final do Sistema Tietê, pode estar relacionada à
184
presença de florescimentos de cianobactérias heterocitadas, capazes de fixar o
nitrogênio atmosférico e transformá-lo em proteínas (biomassa). A presença destes
florescimentos pode representar uma possível via de entrada do nitrogênio
atmosférico, bem como a sua manutenção na forma orgânica durante grande parte do
tempo nestes últimos reservatórios do Sistema Tietê. Segundo Esteves (1988), em
ambientes lênticos, as cianobactérias planctônicas podem ser consideradas como os
organismos responsáveis pela fixação da maior parte do nitrogênio molecular, de modo
a transformá-lo em nitrogênio protéico.
O fósforo é, sem dúvida, um dos elementos de grande importância nos sistemas
biológicos, pois participa de processos fundamentais no metabolismo dos seres vivos,
como o armazenamento de energia e estruturação da membrana celular. Este
elemento é considerado o principal fator limitante da produtividade nos ambientes
aquáticos, além de ser apontado como o principal responsável pela eutrofização
artificial destes ecossistemas (ESTEVES, op. cit.).
Os resultados obtidos para fósforo total e suas frações (fosfato total dissolvido e
fosfato inorgânico) demonstraram o mesmo padrão descrito para as formas
nitrogenadas. Estas diferentes formas de fósforo apresentaram suas maiores
concentrações nos primeiros reservatórios do rio Tietê (Barra Bonita e Bariri), enquanto
que reduções gradativas em seus valores foram observadas ao longo dos reservatórios
deste rio, no sentido do primeiro reservatório (Barra Bonita) em direção ao último do
sistema (Três Irmãos).
As altas concentrações de fósforo total, encontradas nos dois primeiros
reservatórios do rio Tietê, coincidiram com os meses de chuvas na região, o que pode
ser um reflexo direto da intensificação do aporte de cargas de materiais alóctones,
constituída principalmente por resíduos domésticos e industriais, na bacia de
drenagem, incluindo a grande São Paulo, que chegam e são retidos nestes ambientes.
Pereira (2003) menciona que o aumento expressivo nas concentrações de fósforo no
primeiro reservatório do rio Tietê (Barra Bonita) esteve condicionado, principalmente,
ao elevado aporte de material transportado pelos rios Tietê e Piracicaba, durante os
meses de chuva na região. Deve ser também considerada a contribuição de tributários
nestes primeiros reservatórios do sistema Tietê, como possíveis vias de entrada do
fósforo nesse sistema (BARBOSA et al., 1999; COSTA e ESPÍNDOLA, 2000;
FRACÁCIO, 2001; VIEIRA et al., 2002; MORETO e NOGUEIRA, 2003; PEREIRA,
2003; LIMA, 2004), além das fontes difusas, como precipitação do material particulado
da atmosfera, durante as chuvas e o escoamento destas, superficial, através de solos
cultivados (ESTEVES, 1988). O distanciamento das fontes poluidoras, associado ao
aspecto de retenção dos compostos fosfatados em cada um dos reservatórios da série,
185
favorece as condições ideais para a melhoria na qualidade da água ao longo da
trajetória do rio Tietê.
Em geral, os reservatórios, quando construídos em cascata, apresentam uma
tendência de melhoria da qualidade de água no sentido montante-jusante. No presente
estudo, foi constatada a redução gradativa nas concentrações do fósforo total ao longo
dos reservatórios do rio Tietê, com o valor máximo de até 88,89%, do reservatório de
Barra Bonita (239,16 µg/L) a Três Irmãos (26,57 µg/L), em outubro de 2003. Estes
valores estão próximos daqueles encontrados por Luzia (2004) neste sistema, que
reportou a redução máxima de 93,14% de fósforo total de Barra Bonita (76,27 µg/L) a
Três Irmãos (5,37 µg/L). Agostinho e Gomes (1997) descreveram situação semelhante
com relação à redução do fósforo entre dois reservatórios em cascata do rio Iguaçu,
embora com valores menores de redução (36%) de um reservatório para o outro.
Estudos realizados por Straskraba (1994), em reservatórios em cascata no rio Vltava,
registraram redução de até 80 % do fósforo total durante a passagem da água de um
reservatório até o ultimo da série, sendo o tempo de residência da água, em cada
reservatório, o fator que melhor condicionou esta redução.
Da mesma forma que para o fósforo total, as altas concentrações das formas
fosfatadas (fosfato total dissolvido e fosfato inorgânico dissolvido) foram verificadas nos
dois primeiros reservatórios do rio Tietê, enquanto que reduções gradativas em suas
concentrações foram registradas ao longo dos reservatórios do rio Tietê, no sentido do
primeiro reservatório (Barra Bonita) em direção ao último do sistema (Três Irmãos). A
elevada quantidade de nutrientes fosfatados nos primeiros reservatórios apresentou
relação com o contínuo aporte das cargas alóctones, como os despejos de esgotos
domésticos e industriais provenientes dos grandes centros urbanos próximos, bem
como com a possível contribuição dos tributários que estão interligados a estes
reservatórios (BARBOSA et al., 1999; COSTA e ESPÍNDOLA, 2000; FRACÁCIO, 2001;
VIEIRA et al., 2002; MORETO e NOGUEIRA, 2003; PEREIRA, 2003; LIMA, 2004).
O decréscimo nas concentrações das formas fosfatadas ao longo dos
reservatórios em cascata variou de 94,25% para fosfato total dissolvido, a 95,52% para
o fosfato inorgânico dissolvido, ambos registrados nas amostras do mês de outubro de
2003. As baixas concentrações destes nutrientes nos quatro reservatórios restantes do
sistema Tietê (Ibitinga, Promissão, Nova Avanhandava e Três Irmãos) podem estar
sendo condicionadas não única e exclusivamente a fatores como o distanciamento das
fontes pontuais de poluição, a retenção nos reservatórios e a capacidade depurativa ao
longo do rio Tietê, mas também à sua assimilação por organismos fitoplanctônicos e
macrófitas aquáticas (especialmente do ortofosfato), visto serem estes indispensáveis
186
ao crescimento e aumento da biomassa nos ecossistemas aquáticos (ESTEVES,
1988).
Nos lagos de regiões tropicais, onde as taxas metabólicas dos organismos são
elevadas, os ortofosfatos são assimilados mais rapidamente. Deste modo, com
exceção dos ambientes eutrofizados, as concentrações de fosfatos encontrados no
meio aquático são relativamente baixas (ESTEVES, 1988).
Outra explicação para as baixas concentrações das formas fosfatadas nos quatro
últimos reservatórios do rio Tietê, pode também estar associadas à presença de íons
como o ferro, alumínio e manganês, os quais interferem diretamente na precipitação do
fósforo nestes ambientes. Segundo Esteves (1988), o elemento ferro na sua forma
oxidada é insolúvel e demonstra capacidade em adsorver o fosfato por meio de cargas
opostas. Esta dinâmica de precipitação dos fosfatos, por oxidação dos íons de ferro,
depende de outros fatores do meio, como as concentrações de oxigênio dissolvido e o
pH da água (ESTEVES, op.cit.).
Os menores valores encontrados para as formas fosfatadas, principalmente o
ortofosfato, nos quatro últimos reservatórios do rio Tietê, coincidiram com aqueles
períodos em que foram altas nas concentrações de oxigênio dissolvido na água e o pH
foi levemente alcalino no epilímnio. Desta forma, pode ter havido a precipitação dos
fosfatos pelo íon ferro, que nestas condições apresenta-se na sua forma insolúvel.
Fracácio (2001) e Rodgher (2001) descreveram uma situação semelhante nesse
sistema, onde é apontada a elevada presença de ferro na água associada a altas
concentrações de oxigênio dissolvido, como possíveis condicionantes dos baixos
valores de fosfatos. Esta mesma tendência foi descrita por Tundisi et al. (1988), em
trabalhos anteriores realizados nestes reservatórios. Estudos realizados por Franzen et
al. (2004), nos reservatórios do Sistema Salto (Reservatório de Divisa, Blang e Salto),
na bacia do rio Caí, RS, demonstraram que, apesar da presença de fósforo
biodisponível em elevadas concentrações no sedimento, a sua não disponibilização
para a coluna d`água foi explicada pela presença de ferro em quantidades suficientes
para complexar o ortofosfato, bem como a estratificação acentuada observada a
grandes profundidades (18 m) nestes ambientes.
A sílica é um dos elementos mais abundantes na litosfera, sendo que sua
presença no ambiente aquático decorre do intemperismo de rochas de feldspato, que
são freqüentes em formações rochosas sedimentares. Por esta razão, apresentam
ampla ocorrência nos ecossistemas aquáticos no Brasil (ESTEVES, 1988). A sílica
constitui um nutriente essencial para o desenvolvimento das algas diatomáceas, sendo
encontrada forte relação entre a concentração deste nutriente e o crescimento de
populações destas algas no meio (ESTEVES, op. cit.).
187
Os resultados encontrados para os valores de silicatos no presente estudo
apontaram para um aumento gradativo em seus valores ao longo dos reservatórios do
rio Tietê, a partir do primeiro reservatório (Barra Bonita) em direção ao último do
sistema (Três Irmãos). Estes resultados demonstraram um valor de acréscimo de
silicato com aumento de até 69% do reservatório de Barra Bonita (2.408 µg/L) a Três
Irmãos (7.977 µg/L), durante o mês de novembro de 2002. De modo geral, o padrão
observado e os valores encontrados foram próximos aos descritos em estudos
anteriores realizados no local por Barbosa et al. (1999), Güntzel (2000), Fracácio
(2001), Pereira (2003) e Lima (2004). Trabalhos realizados por Zanata (1999) e Tonissi
(1999), no reservatório de Salto Grande (Americana – SP), demonstraram padrão
semelhante para as concentrações de silicatos encontrados neste ambiente com os
valores obtidos no presente estudo, o que demonstra a reduzida diferença significativa
entre a concentração de silicatos nos diferentes ecossistemas brasileiros, em razão da
abundância deste elemento nos solos tropicais.
O uso das razões entre as formas nitrogenadas e formas fosfatadas, NT/PT e
DIN/DIP, na determinação da qualidade de água, possibilita avaliar a importância
potencial na limitação de determinado nutrientes para o crescimento da biomassa
algal. Porém, não se deve tomar essa razão de nutriente como um valor fixo entre os
sistemas aquáticos, de tal maneira que dependem da disponibilidade sobre a forma do
nutriente e das condições fisiológicas da alga (SOMMER et al., 1993).
Os resultados obtidos para estas duas razões (NT/PT e DIN/DIP) demonstraram
uma variação espacial e temporal nos reservatórios, com ampla variabilidade entre
seus valores que, em alguns casos, apresentaram razões inversamente proporcionais
entre si. A relação NT/PT apresentou seus maiores valores nos últimos reservatórios
do rio Tietê, com destaque para o reservatório de Nova Avanhandava. Tal condição
pode estar relacionada à manutenção dos altos valores de nitrogênio total, enquanto
que o fósforo apresentou declínios em suas concentrações ao longo do sistema em
cascata. Os menores valores encontrados desta razão nos primeiros reservatórios do
rio Tietê, em especial nos reservatórios de Barra Bonita e Bariri, podem estar
relacionados ao aumento expressivo do fósforo no início do sistema, o que promoveu a
redução desta relação nestes dois reservatórios. Os valores registrados para esta
razão foram, em média, menores quando comparados aos encontrados por Barbosa et
al. (1999), durante o verão de 1997/1998, neste sistema em cascata, o que
possivelmente decorreu dos elevados valores registrados para as formas nitrogenadas,
uma vez que as concentrações de fósforo total foram semelhantes para ambos os
estudos.
188
Estudos realizados por Costa (2003), no reservatório Eng. Armando Ribeiro
Gonçalves, situado no sertão do Rio Grande do Norte, demonstraram valores médios
da razão NT/PT de 32:1, variando de 20:1 a 47:1. Segundo Costa (op. cit.), os
elevados valores decorrem do elevado tempo de residência da água no reservatório (3
anos), bem como de seus usos múltiplos, com destaque para os periódicas instalações
às suas margens de tanques rede para piscicultura, fazendo uso de rações e estercos
de galinha para aumentar a quantidade de alimento para os peixes cultivados.
Em corpos d`águas que eventualmente recebem altas cargas orgânicas
alóctones, como aquelas associadas a efluentes de esgotos ou a nutrientes lixiviados
pela água da chuva que escoa por áreas agrícolas adjacentes, pode ocorrer uma
reposição dinâmica e temporária do fósforo, ocasionando eventuais decréscimos da
relação N/P. Segundo Barbosa et al. (1999), os valores decrescentes da razão
nitrogênio/fósforo ao longo dos reservatórios, durante o período chuvoso, indicaram a
limitação pelo nitrogênio nesta direção, o que pode ser uma das prováveis causas da
redução da produção de biomassa fitoplanctônica, em especial de clorofíceas e de
diatomáceas para alguns deste reservatórios, como o de Promissão.
A razão NID/PID apresentou seus maiores valores nos reservatórios
intermediários do Sistema Tietê, principalmente nos reservatórios de Ibitinga e
Promissão. A elevada relação encontrada nestes dois reservatórios pode estar
relacionada aos altos valores registrados para as formas nitrogenadas, em especial
para o nitrato, quantificadas nestes ambientes. Os menores valores desta razão
também estiveram associados aos primeiros e últimos reservatórios do sistema, como
observado no reservatório de Barra Bonita e Três Irmãos, respectivamente. A baixa
relação NID/PID nestes ambientes pode estar associada aos elevados valores das
formas fosfatadas no inicio do sistema em cascata, enquanto concentrações mais
reduzidas das formas nitrogenadas e fosfatadas foram observadas nos últimos
reservatórios do rio Tietê.
Estudos realizados por Bouvy et al. (2000), em reservatórios localizados no semi-
árido do Estado de Pernambuco, destacaram valores para esta razão de até 969, que
é três vezes superior ao valor máximo encontrado no presente estudo. Segundo Bouvy
et al. (op. cit.), os altos valores registrados decorreram do inadequado uso do solo em
alguns dos reservatórios analisados, ocasionando sua eutrofização, como também de
fatores meteorológicos ocorrentes durante suas incursões de campo, como o
fenômeno do El Nino, entre os anos de 1997/1998 (BOUVY et al., 1999), o que reduziu
drasticamente a precipitação na região, ocasionando o aumento da concentração dos
nutrientes em muitos destes reservatórios. Mais recentemente, Bouvy et al. (2003)
descreveram a forte influência de eventos climáticos como indutores de grandes
189
modificações nas estruturas física e química da água no reservatório Tapacurá, Recife
(PE), 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.
5.2 Valores de Clorofila a nos Reservatórios do rio Tietê
Outra importante variável a ser considerado nos ecossistemas aquáticos é a
clorofila a, a qual representa o principal pigmento responsável pela fotossíntese e o
conhecimento de suas concentrações pode dar indicativos sobre a biomassa do
fitoplâncton. Nos últimos anos tem se tornado cada vez mais freqüente a utilização das
concentrações da clorofila e dos feopigmentos (produtos da degradação da clorofila)
para expressar a biomassa fitoplanctônica (ESTEVES, 1998). A determinação da
clorofila também constitui uma importante ferramenta para a avaliação do estado
trófico dos ambientes aquáticos.
Os resultados obtidos de clorofila a, neste estudo, demonstraram um padrão
espacial e temporal, tendo sido suas maiores concentrações registradas nos primeiros
reservatórios do rio Tietê, principalmente durante o período de chuvas. Os altos valores
de clorofila a nos primeiros reservatórios demonstraram uma relação direta com as
concentrações de nutrientes quantificados nestes ambientes, os quais podem ter
favorecido o desenvolvimento de grupos fitoplanctônicos (cianobactérias, clorofíceas e
diatomáceas), em vista da presença de razões ideais entre as formas nitrogenadas e
fosfatadas (totais e dissolvidas) para o desenvolvimento das espécies. Estudos
realizados por Barbosa et al. (1999), em fevereiro de 1998, constataram um aumento
expressivo nas concentrações de clorofila a nos três primeiros reservatórios do rio
Tietê, com redução acentuada nos reservatórios subseqüentes. Estes mesmos autores
mencionaram que o constante aporte de nutrientes no rio Tietê é um dos principais
condicionantes dos elevados valores de clorofila a nos reservatórios iniciais do
sistema; porém, também relatam a variabilidade das populações fitoplanctônicas
dominantes como um dos fatores determinantes das concentrações de clorofila.
Segundo Güntzel (2000), os altos valores de clorofila a encontrados nos primeiros
reservatórios do rio Tietê, em pleno período chuvoso de 1998, poderiam estar
relacionados ao fenômeno conhecido como “fotoadaptação compensatória”, proposto
por Reynolds (1999), relativa ao aumento da capacidade fotossintética dos organismos
fitoplanctônicos por meio de ampliação do espectro de luz incidente no ambiente
aquático, mesmo que este esteja sob condições de elevada turbulência e turbidez.
190
Sartori et al. (2004), em um estudo realizado no reservatório de Rosana (SP), no
verão chuvoso desse mesmo ano, verificaram uma relação inversa ao modelo de
fotoadaptação compensatória sugerido por Reynolds (op. cit.), sendo verificado que as
distribuições espaciais representadas pelos valores de clorofila a (valores entre 1,3 e
4,9 µg/L) e de material em suspensão (valores entre 0,4 e 2,4 mg/L) esteveram
inversamente relacionadas, sendo afetadas principalmente pelos tributários e pelas
áreas mais lênticas deste sistema.
Fracácio (2001) também verificou variabilidade nas concentrações de clorofila a
em alguns dos reservatórios do rio Tietê, com baixos valores registrados nos meses de
chuva, enquanto altos valores foram registrados nos meses de seca. O autor associa
este padrão a fatores climatológicos, como altos índices pluviométricos, que promovem
a redução da transparência da água no sistema (em razão do aumento do material em
suspensão), e a fatores físicos, como as baixas temperaturas da água, que
promoveram a diminuição do metabolismo ou mesmo modificações na estrutura da
comunidade fitoplanctônica (substituição de espécies) do local. Este padrão observado
está em concordância com o descrito por Güntzel (2000), durante o período chuvoso
de 1997/1998 neste sistema em cascata, após a autora relatar uma variabilidade nos
valores do índice de estado trófico nos reservatórios do rio Tietê, com base nos valores
de clorofila a, e tendência a gradientes decrescentes de estado trófico, ao longo da
cascata de reservatórios. Este mesma autora ainda observou uma situação inversa ao
presente estudo em relação a concentração de clorofila a, nos períodos de seca e
chuva, durante o ano de 1979, o que poderia estar relacionado a fatores climatológicos
e aos mecanismos operacionais dos reservatórios, como a vazão e o tempo de
residência da água.
O tempo de residência da água dos reservatórios pode também apresentar um
possível efeito sobre a variabilidade nas concentrações de clorofila a, por meio da
seleção de espécies fitoplanctônicas oportunistas presentes no sistema. Para Dickman
(1969) apud Calijuri e Tundisi (1990), existe forte correlação estatística entre o
aumento de fluxo e a redução da produção primária. Logo, a variabilidade do tempo de
residência pode ser aproveitada como uma forma de controle do grau de trofia do
reservatório e, consequentemente, da densidade planctônica (TOJA, 1982 apud
CALIJURI e TUNDISI, 1990). Resultados compatíveis com a afirmação de Dickman
(op. cit.) são apresentados por Tundisi e Matsumura-Tundisi (1990), para o reservatório
de Barra Bonita, durante o verão e inverno de 1984. Entretanto, exceções a este
padrão podem ocorrer como o observado por Calijuri (1988) neste mesmo reservatório,
quando a produção primária do fitoplâncton atingiu elevados valores, mesmo com
baixo tempo de residência da água, o que, segundo o autora pode ter ocorrido em
191
função do aumento de fosfato na água, resultante de altas precipitações, bem como a
redução na intensidade dos ventos ocorridas no período investigado.
De acordo com estudos realizados por Güntzel (2000), pode ser constatado um
aumento considerável nos valores de clorofila a nestes reservatórios, nos últimos 20
anos. Segundo a autora, o aumento das concentrações de clorofila a é decorrente não
apenas das variações na composição e fisiologia das espécies do fitoplâncton,
presentes nestes ambientes, mas possivelmente do aumento na biomassa de
cianobactérias, as quais passaram a ser dominantes nestes reservatórios, nos últimos
anos (MINILLO et al., 2003; 2004; LIMA, 2004). Embora alguns valores encontrados
de clorofila a no presente estudo tenham sido baixos, quando comparados àqueles
obtidos em estudos anteriores no local (BARBOSA et al., 1999; FRACÁCIO, 2001;
PEREIRA, 2003; LIMA, 2004), ainda foi possível verificar o padrão de semelhança nas
distribuições espacial e temporal das suas concentrações ao longo dos reservatórios
investigados, o que demonstra possíveis ajustes das comunidades fitoplanctônicas às
condições ambientais existentes ao longo do tempo.
5.3 Avaliação do estado trófico da água nos reservatórios do Médio e
Baixo rio Tietê: uma análise espacial e temporal
A construção de reservatórios em cascata é comum em diversos sistemas fluviais
no país, e demandam estudos mais específicos em razão da sua vulnerabilidade a
processos de eutrofização, com conseqüente deterioração da qualidade de água,
especialmente porque cada reservatório é operado como uma única unidade (TUNDISI
et al., 1993).
O estado trófico de um corpo de água pode ser determinado de forma muito
confiável, a partir de diferentes critérios, como concentração de oxigênio, dados de
nutrientes, medidas de biomassa (clorofila), transparência da água, presença de
espécies planctônicas e bentônicas, etc. O uso dos índices de classificação trófica dos
corpos hídricos (naturais e artificiais) é, sem sombra de dúvida, 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
comprometidas (TUNDISI et al., 1988; 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 assumir estado eutrófico, quando
192
avaliado segundo um critério, e oligotrófico, quando outro critério é levado em
consideração (TALAMONI, 1995).
A escolha de um determinado índice de estado trófico deve partir da premissa de
que, por meio deste, é possível obter um amplo grau de informação sobre um
ambiente, desde que este índice seja compatível com as condições de variações locais
e regionais, levando em consideração as possíveis restrições que outros modelos não
contemplam no ambiente em questão (regiões subtropicais e tropicais). Diante destes
aspectos, optou-se por utilizar o índice de estado trófico proposto por Toledo et al.
(1983), em razão da sua melhor representação para ambientes aquáticos em regiões
tropicais.
Os resultados obtidos durante o estudo, em geral, apontam para a melhoria no
estado trófico da água segundo um padrão espacial e temporal, sendo os primeiros
reservatórios caracterizados como eutróficos ou mesotróficos, principalmente durante
os meses chuvosos, enquanto que os últimos reservatórios do sistema apresentaram
um “status” mesotrófico ou oligotrófico, principalmente nos meses de seca na região.
Entretanto, ocorreram algumas exceções quando as variáveis selecionadas neste
estudo (transparência, clorofila a, fósforo total e fosfato dissolvido) foram avaliadas
separadamente, o que, de certa forma, aponta para possíveis limitações relacionadas
ao grau de fidelidade com que as medidas obtidas para as variáveis consideradas
traduzem a situação real. Uma possível explicação pode estar relacionada aos fatores
que afetam exclusivamente cada reservatório, ou seja, cada um destes
compartimentos tem uma grande influência de seus afluentes e não somente do
tributário a montante. Segundo Matsumura-Tundisi et al. (2000), cada reservatório tem
seu ciclo próprio, o qual depende de fatores intrínsecos de funcionamento, de sua
construção e dos usos da bacia. Isto certamente poderia explicar o porquê de algumas
variáveis não sofrerem decréscimo no sentido do primeiro reservatório em cascata
para o último da série.
Os valores encontrados para os índices de estado trófico, baseados na
transparência da água e concentração de clorofila a demonstraram diferenciações
quando comparados entre si para alguns dos reservatórios durante o estudo. Dentre as
duas variáveis, o resultado relativo a transparência da água foi compatível ao padrão
esperado para o estado trófico entre os reservatórios investigados, em vista da
melhoria na qualidade da água ao longo do “river continuum” do sistema em cascata.
Embora os resultados encontrados para o índice, baseado na concentração de clorofila
a tenham mostrado uma tendência para o decréscimo em seus valores ao longo do
sistema, a partir do primeiro reservatório em direção ao ultimo do rio Tietê, foi
verificada uma grande variabilidade destes valores para alguns períodos do estudo, o
193
que pode estar relacionado aos processos biológicos que ocorrem entre qualquer um
dos reservatórios e que são influenciados por mudanças ocorridas no reservatório
precedente (BARBOSA et al., 1999).
Durante um estudo realizado por Luzia (2004) nos reservatórios do rio Tietê,
foram constatadas situações de variabilidade nos valores do índice de estado trófico
aplicado para a clorofila a, durante os períodos de inverno e verão. Para o autor, estas
variações podem estar condicionadas a fatores que afetam exclusivamente cada
reservatório, ou seja, cada reservatório apresenta uma maior influência de seus
afluentes e não apenas do tributário a montante, o que, de certa forma, está em
concordância às observações descritas anteriormente por Barbosa et al. (1999). Logo,
sob o ponto de vista da qualidade da água em reservatórios construídos em cascata,
qualquer efeito sobre um reservatório acaba sendo transferido para aquele localizado
abaixo dele e assim sucessivamente (STRASKRABA e TUNDISI, 1999).
Güntzel (2000) também verificou, durante o verão chuvoso de 1997/1998, casos
semelhantes de variabilidade nos valores do índice de estado trófico para clorofila a ao
longo dos reservatórios do rio Tietê. A autora atribuiu esta variabilidade
às oscilações na composição e fisiologia das espécies fitoplanctônicas presentes no
sistema, bem como às alterações nas condições limnológicas ocorridas nestas
ocasiões, sendo estas decorrentes de fatores meteorológicos e relacionados à
operação dos reservatórios, como vazão e tempo de residência da água.
Os resultados obtidos para os índices do estado trófico com base no fósforo,
fosfato inorgânico e índice de estado trófico médio demonstraram uma melhoria da
qualidade da água ao longo da cascata de reservatórios. Pode-se verificar que os dois
primeiros reservatórios da cascata (Barra Bonita e Bariri) foram os mais impactados, ou
seja, em estado de eutrofização, principalmente nos meses de chuva na região,
enquanto os últimos reservatórios do sistema apresentaram-se menos afetados, com
“status” ora mesotrófico ora oligotrófico. Este padrão de mudanças no estado trófico ao
longo dos reservatórios em cascata, em geral, estão em concordância com aqueles
encontrados por Fracácio (2001), Pereira (2003), Lima (2004) e Luzia (2004). Diante
desta condição, pode-se inferir que a área de entorno promove interferências nos
reservatórios em razão das atividades antropogênicas exercidas, mas com intensidade
muito menor quando comparadas à contribuição dos rios formadores de todo o sistema
em cascata. A melhoria da qualidade de água nos últimos reservatórios está
relacionada, principalmente, à fragmentação do rio, onde cada um dos reservatórios da
série funcionaria como uma espécie de filtro, promovendo a retenção gradual dos
nutrientes.
194
Estudos realizados por Tonissi (1999) e Zanata (1999), no reservatório de Salto
Grande (Americana – SP), também avaliando o estado trófico com o modelo proposto
por Toledo et al. (1983), constataram mudanças no estado trófico, em diferentes
pontos de coleta no sistema, entre eutróficas a mesotróficas. Estes autores atribuem a
mudança de estado trófico ao distanciamento de fontes pontuais de poluição e aos
efeitos ligados à sazonalidade local, em especial aos períodos de maior precipitação
na região.
Tundisi et al. (1988), fazendo uso do índice de Carlson (1977), descreveram
todos os reservatórios do rio Tietê como eutróficos para a clorofila a. Em relação ao
disco de Secchi estes autores classificaram como eutróficos os três primeiros
reservatórios do sistema, enquanto os reservatórios restantes foram classificados
como mesotróficos. Para os valores de fósforo total dissolvido, somente os três
primeiros reservatórios foram considerados mesotróficos, enquanto os reservatórios
restantes foram considerados como oligotróficos. Se comparados os resultados
descritos por Tundisi et al. (op. cit.) com aqueles encontrados no presente estudo,
verifica-se a melhoria na qualidade trófica da água no que se refere ao disco de Secchi
e à clorofila a, permitindo classificar os sistemas entre mesotróficos e oligotróficos,
respectivamente. Entretanto, se confrontados os resultados pretéritos com os atuais do
índice trófico, com base na concentração de fósforo, constata-se uma piora na
qualidade da água, com predomínio de condições eutróficas e mesotróficas nos
reservatórios, respectivamente.
Tundisi et al. (1988), após realizarem coletas em 23 reservatórios no Estado de
São Paulo, verificaram que aqueles situados no rio Tietê encontravam-se, em geral,
mais eutróficos do que os outros sistemas investigados (Sistema rio Grande, Sistema
rio Paranapanema, Sistema Pardo, Sistema Paraná). Dentre os vários fatores
apontados por estes autores como causadores do efeito da eutrofização, dois foram
preponderantes para representaram a condição do estado trófico nos reservatórios: o
tempo de instalação do reservatório no rio e a localização deste em relação aos
grandes centros urbanos. Estes dois fatores são de extrema importância e estão
diretamente relacionados às condições em que estes reservatórios encontram-se
atualmente, pois aqueles reservatórios mais impactados são justamente os mais
antigos do sistema, que por sua vez são também os mais próximos aos grandes
centros urbanos, como é o caso dos três primeiros reservatórios do rio Tietê.
195
5.4 Composição, distribuição e densidade da comunidade
fitoplanctônica nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê.
De acordo com Tundisi (1990), em reservatórios, qualquer análise sobre as
distribuições espacial e temporal do fitoplâncton deve considerar as respostas da
comunidade às diferentes escalas de tempo. Conjuntamente a esta análise devem ser
também considerados os efeitos das funções de força hidráulicas, climatológicas e as
oscilações verticais do sistema, que acabam afetando sobre a movimentação do
fitoplâncton no reservatório. Normalmente, a escala de resposta do fitoplâncton está
diretamente relacionada com a escala temporal da flutuação do sistema (Tundisi, op.
cit.).
As respostas do fitoplâncton, geralmente estão representadas por diversos
estágios de características fisiológicas, atividade bioquímica, reprodução e
multiplicação celular, possibilitando assim identificar várias estratégias de maximização
da produtividade e biomassa. Mudanças bruscas no eixo vertical do sistema, por
alterações da estabilidade, produzem algumas perdas de biomassa e reduzem o
potencial do fitoplâncton para estabelecer associações estáveis com o máximo de
rendimento (TUNDISI, 1990).
As variações temporal e espacial do fitoplâncton nos ecossistemas aquáticos
tropicais são controladas por vários fatores ambientais sazonais (radiação solar,
alteração do fotoperíodo, precipitação e turbulência) que, por sua vez, influenciam a
dinâmica dos nutrientes nestes ambientes (MARGALEF, 1983). Em associação a
estes, estão também os fatores descritos como bióticos, tais como o parasitismo, a
competição e a herbivoria, além das propriedades fisiológicas de cada espécie, que
são consideradas importantes na estruturação das comunidades fitoplanctônicas
(Rocha, 1978; Wetzel, 1993). A ação conjunta destes fatores influencia a variação
periódica da abundância, dominância, composição e sucessão entre as diferentes
classes fitoplanctônicas no ecossistema (REYNOLDS, 1999).
A turbulência na coluna d`água, representada em várias escalas, magnitudes e
duração é considerada um fator determinante no crescimento do fitoplâncton e na
composição da comunidade (PAERL, 1995). Segundo Tundisi (1990), as flutuações da
turbulência, determinadas pelas análises espectrais aplicadas para dados seriados,
podem caracterizar muito bem as relações entre estabilidade, ciclos estacionais e
seqüenciais temporais do fitoplâncton. Mudanças físicas na estrutura da coluna
d`água, associadas a fatores climatológicos, podem caracterizar períodos de
mudanças na composição das comunidades e mostrar correlações entre a diversidade
196
e o regime físico (características verticais e horizontais) (HARRIS, 1986 apud
TUNDISI, 1990)
Os organismos fitoplanctônicos podem ser utilizados como indicadores biológicos
para caracterizar um determinado ambiente. Mudanças no padrão da presença de
espécies ou da sua composição podem servir como importantes ferramentas aos
estudos ecológicos, bem como até sanitários nos corpos d`água. Partindo do princípio
de que a estabilidade física da coluna d`água é um dos fatores essenciais na sucessão
fitoplanctônica, Reynolds (1997) estabeleceu que em sistemas com alto grau de
instabilidade na coluna d`água, teriam seu crescimento favorecido as espécies R-
estrategistas (Bacillariophyceae); se houver uma redução desta turbulência, estas
seriam substituídas por espécies C- estrategistas (Cryptophyceae), as quais, com o
aumento da estabilidade física e o esgotamento dos recursos, dariam lugar às
espécies S- estrategistas (Cyanophyceae), que dominariam até o início de novo
período de turbulência.
De acordo com este mesmo critério, Reynolds (1997) e Padisak e Reynolds
(1998) sugeriram um novo agrupamento para a vegetação pelágica, segundo
características comuns, sendo que das 28 associações descritoras de diferentes
condições ambientais, 9 destas incluem as representadas pelas cianobactérias, sendo
estas: H, S e Sn – heterocitadas; K, Lo e M – pequenas células coloniais
chroococcales; S e R – filamentosas oscillatoriales e Z - picoplancton.
Estudos realizados por Huszar et al. (2000), avaliando estas associações em
lagos tropicais no Brasil demonstraram a necessidade de reorganização de algumas
associações nestes ambientes. Os resultados encontrados por Huszar et al. (op. cit.)
contribuíram expressivamente para novas mudanças propostas por Reynolds et al.
(2002) para um novo esquema de “vegetation recognition”, sendo acrescentadas 3
novas associações baseadas em associações funcionais de espécies representativas
do fitoplâncton. Deste modo, toda e quaisquer oscilações espacial e temporal que
ocorram na composição e abundância do fitoplâncton no reservatório, demonstram a
estreita relação destes organismos com os parâmetros nutricionais, assim como com
os “pulsos naturais ou artificiais” a que estes ambientes estão sujeitos, visto que a
maioria destas associações são normalmente definidas por limitação de recurso,
mudanças comuns de estado trófico, processos de misturas, latitude, pH, etc.
Durante o período de estudo, a comunidade fitoplanctônica dos reservatórios do
rio Tietê esteve composta por representantes de 7 classes taxonômicas, totalizando
105 táxons identificados. Lima (2004), em estudos anteriores realizados neste sistema,
registrou a ocorrência de 8 classes taxonômicas, correspondendo a 369 táxons
catalogados. Apesar do número de espécies registradas no presente estudo ter sido
197
menor do que no descrito por Lima (op. cit.), é importante considerar que houve uma
razão de proporcionalidade nos valores encontrados. Sob este aspecto, deve ser
considerado o número de ambientes amostrados nas duas as pesquisas, uma vez que
neste estudo foram considerados 6 pontos amostrais por período de coleta, sendo
cada um destes sempre à montante de cada reservatório. Por outro lado, Lima (op.
cit.), durante suas incursões no sistema Tietê, efetuou coletas em 19 pontos amostrais,
dos quais 1 foi no rio Piracicaba, e os 18 restantes foram distribuídos ao longo dos
reservatórios, sendo 3 pontos amostrais por reservatório, um na fase rio, um na fase
lago e outro a jusante do reservatório. Segundo Odum (1983), muitas vezes o número
de espécies apresenta uma relação direta com a área, verificando-se uma tendência
de um número crescente de espécies com o aumento da área.
Em uma análise espaço temporal das classes encontradas nos reservatórios, foi
constatado que classes como Chlorophyceae, Cyanophyceae e Bacillariophyceae
foram predominantes nas amostras coletadas. Quantitativamente, a classe
Chlorophyceae, representada principalmente pela ordem Chlorococcales, foi
dominante sobre as demais classes, abrangendo 53,33% do total das espécies
identificadas durante o estudo. A classe Cyanophyceae representou 21,90% do total
dos táxons identificados, seguida pela Bacillariophyceae, com 12,38%; enquanto que
os demais grupos restantes, juntos, representaram 12,36% dos táxons encontrados. A
alta riqueza encontrada para a classe Chlorophyceae está condizente com o que foi
registrado em estudos anteriores no local (DE FILIPPO, 1987; SANDES, 1990, 1998;
LIMA, 2004) e compatível, quando comparada com os resultados obtidos em outros
reservatórios no país (NOGUEIRA, 2000; BICUDO et al., 2004; MOFATI et al., 2004;
SILVA et al., 2004).
Estudos realizados por Komarék (1983), em Cuba, com representes da classe
Chlorophyceae, demonstraram a predominância da ordem Chlorococcales sobre as
demais algas, com seu maior desenvolvimento em lagos e reservatórios artificiais,
eutróficos e influenciados pela atividade humana. Estas observações são compatíveis
com aquelas obtidas nos reservatórios do rio Tietê, durante o presente estudo, bem
como com as de trabalhos descritos por Sant´anna et al. (1989), no Lago das Garças,
São Paulo - SP, por Xavier (1996), na Represa Billings, São Paulo – SP e por Silva
(1999), no Lago Monte Alegre, Ribeirão Preto – SP, que são ambientes eutrofizados
localizados no Estado de São Paulo.
Os representantes da classe Chlorophyceae demonstraram um padrão de
distribuição espacial e temporal em seus valores de densidade, sendo constatado os
maiores registros a partir do reservatório de Bariri, com destaque para os reservatórios
de Nova Avanhandava (novembro/2002) e Bariri (fevereiro/2003), que obtiveram os
198
mais elevados percentuais de abundância em relação às demais classes, com valores
de 69,14 a 90,51%, respectivamente.
A dominância de Chlorophyceae, com altos valores de densidade durante os
meses de chuva na região, em especial nos meses de novembro de 2002 e fevereiro
de 2003, demonstrou uma relação direta com os períodos de elevada disponibilidade
de nutrientes no meio. Espécies como Botryococcus braunii e Coelastrum reticulatum
constituíram os principais representantes encontrados em altas densidades durante
este período de estudo. Este padrão descrito é compatível com as observações obtidas
por Lima (2004) neste sistema, que associou as maiores densidades e predominância
desta classe aos primeiros reservatórios do rio Tietê (Barra Bonita e Bariri), em razão
das elevadas concentrações de nutrientes (nitrogenados e fosfatados) disponíveis nos
mesmos.
Apesar da classe Chlorophyceae ter apresentado a maior riqueza no número de
espécies catalogadas, a dominância numérica foi representada principalmente pela
classe Cyanophyceae, o que indica o grau de eutrofização dos reservatórios do rio
Tietê. Trabalhos como os de Barbosa et al. (1999) e Güntzel (2000) apresentam uma
comparação com resultados apresentados por Tundisi et al. (1988, 1991),
demonstrando que o sistema em cascata do rio Tietê apresentou diferenças em sua
qualidade nos últimos 10 anos, indicando o acelerado processo de eutrofização em
que este sistema se encontra.
A classe Cyanophyceae foi considerada como a segunda classe predominante
com relação à composição dos táxons identificados, com ampla distribuição ao longo
do rio Tietê, registrando-se, na maior parte do período de estudo, altos valores de
densidades em relação aos demais grupos, visto a elevada abundância relativa na
maioria dos reservatórios investigados. Apesar da classe Cyanophyceae ter
apresentado elevados valores de densidades ao longo dos reservatórios do rio Tietê,
sua maior abundância relativa ocorreu a partir do reservatório de Bariri, com destaque
para os reservatórios de Ibitinga (abril/2003) e Três Irmãos (outubro/2003), onde os
valores de abundância variaram de 93,46 a 92,49%, respectivamente.
Esta mesma classe foi representada, basicamente, pelas ordens Chroococcales e
Nostocales, as quais contribuíram quantitativamente para o padrão de abundância
relativa do grupo, com predominância das espécies dos gêneros Microcystis,
Pseudoanabaena e Cylindrospermopsis, que representaram até 64, 99 e 93%,
respectivamente, na composição total entre os representantes deste grupo. O padrão
de dominância da classe Cyanophyceae sobre as demais classes taxonômicas está
compatível com os resultados apresentados por Lima (op. cit.) neste sistema, bem
como com os estudos realizados por Huszar e Silva (1999), Sant´ana e Azevedo
199
(1999), Bouvy et al. (2000), Huszar et al. (2000) e Costa (2003), sobre a alta
dominância (abundância e densidade) das cianobactérias em ambientes naturais e
artificiais no país.
Durante o estudo, foi verificado um padrão espacial na dominância e nos valores
de densidade entre as espécies de cianobactérias. Geralmente, representantes da
ordem Chroococcales, como Microcystis sp, apresentaram maior dominância, com
elevadas densidades nos primeiros reservatórios do rio Tietê (Barra Bonita, Bariri e
Ibitinga), enquanto que espécies da ordem Nostocales, como Cylindrospermopsis sp e
Raphidiopsis sp estiveram mais presentes, com altas densidades, nos últimos
reservatórios deste sistema (Promissão, Nova Avanhandava e Três Irmãos). Esta
distribuição espacial, entre ordens distintas de uma mesma classe, pode estar
relacionada não apenas aos parâmetros físicos e químicos limitantes nestes ambientes
(a exemplo da disponibilidade de nutrientes do sistema), mas também a fatores
desencadeadores como os meteorológicos (vento e precipitação), associados a
morfometria, hidrologia e procedimentos operacionais dos reservatórios.
A elevada dominância de representantes do gênero Microcystis, nos primeiros
reservatórios do sistema, pode estar associada à maior disponibilidade de nutrientes
em combinação com a maior estabilidade na coluna d`água nestes ambientes, se
comparadas ao restante dos sistemas. Estudos realizados por Kamogae (2002) nos
reservatórios de Capivara, Três Bocas e Itaipu, todos no Estado do Paraná, inferem
que o aumento da biomassa de cianobactérias, principalmente de Microcystis, ocorreu
logo após os períodos de chuva na região, associado com altas temperaturas d`água,
o que teria possibilitado o aumento desta biomassa em razão de uma maior atividade
metabólica, em combinação com a maior disponibilidade de nutrientes presentes nos
ambientes utilizados por estes organismos. Costa (2003) associou a presença de
intensos florescimentos de Microcystis spp, em um reservatório do sertão do Rio
Grande do Norte, às elevadas concentrações de ortofosfato, amônio, razões N/P > 29
e ação reduzida dos ventos no local. Segundo Costa (op. cit.), as cianobactérias foram
limitadas mais pelos fatores físicos, como o vento e a luz, do que por nutrientes e a
razão entre eles, visto que a ação dos ventos nos reservatórios promoveram mudanças
na estrutura térmica e circulação da coluna d`água, disponibilizando e influenciando as
razões entre os nutrientes para os organismos fitoplanctônicos, bem como as
variações na camada eufótica.
Durante as análises quantitativas desta classe, foi verificado o predomínio de
células livres de Microcystis sp, sendo que, nos meses de inverno (período de seca),
houve um número maior de pequenos grumos de células, caracterizando a formação
de colônias, enquanto que no verão as células livres foram mais comuns. A forma
200
colonial mucilaginosa das espécies do gênero Microcystis normalmente confere uma
estratégia de proteção contra a predação pelo zooplâncton, porém, implica em redução
na velocidade de crescimento, quando comparada à de espécies unicelulares
(REYNOLDS, 1980). No entanto, se forem consideradas a presença e a capacidade
desta capa de mucilagem de atuar na regulação e disponibilidade de nutrientes
essenciais para as células (LANGE, 1976), esta condição de maior incidência das
formas coloniais é compatível com as características do período, no qual foram
verificadas bruscas reduções nas concentrações de nutrientes no meio. Estudos
realizados por Yunes et al. (1998) e Minillo et al. (2000a), no Estuário da Lagoa dos
Patos, RS, relacionam o comportamento unicelular de Microcystis aeruginosa a
diferentes estágios fisiológicos das fases iniciais de desenvolvimento da espécie. Outro
ponto a ser considerado relaciona-se ao método de coleta empregado na obtenção das
amostras que, no caso, foi por meio de bomba de sucção. Durante a coleta das
amostras, as colônias de Microcystis podem ter sofrido efeito físico acentuado (ação
mecânica), promovendo a quebra de suas estruturas coloniais típicas durante seus
estágios de desenvolvimento em ambientes naturais, conforme descrito por Reynolds
(1980) para lagos temperados no hemisfério norte. Estudos realizados por Boltovskoy
(1985) e Kitzmann e Odebrecht (1990) reportam danos e rupturas causadas nas
estruturas de organismos planctônicos quando coletados por meio daquela técnica,
sendo inclusive não recomendada para análises quantitativas de fitoplâncton ou
mesmo para a utilização dos organismos coletados para realização de ensaios
fisiológicos.
A redução gradativa nas concentrações de nutrientes, ao longo dos reservatórios
em cascata, principalmente das formas nitrogenadas (amônio e nitrato), pode ter
favorecido a presença das cianobactérias providas de heterocitos, como
Cylindrospermopsis sp e Raphidiopsis sp, o que possibilitou o domínio destas em
relação às espécies não capazes de fixar nitrogênio molecular. Estes resultados estão
compatíveis com os descritos por Padisák et al. (2000), em estudos anteriores
realizados neste sistema, em que a autora associou o domínio e as elevadas
densidades de Cylindrospermopsis raciborskii no reservatório de Nova Avanhandava,
com a escassez de nutrientes à base de nitrogênio no meio. Estudos recentes têm
demonstrado a maior abundância de cianobactérias como Cylindrospermopsis
raciborskii, em diversos ecossistemas tropicais, em decorrência de sua habilidade de
fixar o nitrogênio atmosférico e também pela sua maior afinidade pelo fósforo, podendo
inclusive estocá-lo como fonte de reservas às adversidades do meio (ISTVÁNOVICS et
al., 2000).
201
As condições físicas e químicas da água, encontradas nos reservatórios do rio
Tietê, em que foram registradas as maiores densidades das espécies de
Cylindrospermopsis mostraram-se compatíveis com os resultados reportados em
outros reservatórios brasileiros (BRANCO e SENNA, 1996a; SOUZA et al., 1998;
BOUVY et al., 1999; SOUZA e CARVALHO, 1999; HUSZAR et al., 2000; COSTA,
2003; TUCCI e SANT´ANNA, 2003).
A classe Bacillariophyceae foi considerada a terceira maior classe na composição
dos táxons registrados durante o estudo, sendo esta representada principalmente pela
ordem Centrales. Entre seus representantes, o destaque maior foi para aquelas
espécies que mantiveram ampla distribuição e altos valores de densidade e
abundância, como Aulacoseira granulata, Aulacoseira distans, Aulacoseira sp.,
Cyclotella meneghiniana, Cyclotella sp. e Cyclotella stelligera. Foi observado que os
valores de densidade e dominância deste grupo apresentaram um padrão espacial
com relação à sua distribuição, com os maiores valores sendo registrados nos três
primeiros reservatórios do rio Tietê (Barra Bonita, Bariri e Ibitinga), o que pode estar
relacionado à alta concentração de nutrientes (nitrogenados e fosfatados) nestes
ambientes; porém, ainda foi possível constatar altos valores na densidade de alguns de
seus representantes nos últimos reservatórios do sistema em cascata (Nova
Avanhandava e Três Irmãos), o que pode estar associado não somente a
biodisponibilidade de sílica, mas às condições satisfatórios existentes naqueles
ambientes, como: reduzida estratificação térmica, aumento da transparência na coluna
d`água e circulação diurna promovida pelo vento.
Durante o estudo, verificou-se um arranjo espacial com relação à predominância
e aos valores de densidades para algumas das espécies de diatomáceas, nos
reservatórios em cascata. Espécies do gênero Aulacoseira foram mais abundantes nos
três primeiros reservatórios do rio Tietê (Barra Bonita, Bariri e Ibitinga), enquanto que
representantes do gênero Cyclotella foram predominantes nos últimos reservatórios
deste sistema (Nova Avanhandava e Três Irmãos). Esta distribuição espacial das
espécies de diatomáceas pode estar condicionada à disponibilidade de nutrientes no
ambiente e aos processos hidrodinâmicos no meio (processos advectivos, turbulência
na coluna d`água, etc). De acordo com Reynolds (1997), o crescimento das
diatomáceas está diretamente relacionado com a proporção entre sílica, fósforo e com
a disponibilidade de luz, sendo que gêneros como Cyclotella normalmente são
dominantes em sistemas oligotróficos, embora representantes desse gênero tenham
sido descritos frequentemente associados a sistemas moderadamente eutróficos
(REYNOLDS, 1998), enquanto que as espécies como Aulacoseira estão melhor
representadas em sistemas eutróficos.
202
Eventualmente, foram registradas as presenças, em altas densidades, de
espécies como Aulacoseira granulata, Aulacoseira distans e Aulacoseira sp nos últimos
reservatórios em cascata do rio Tietê em algumas ocasiões do estudo (junho e
agosto/2003). Esta condição pode estar relacionada com o aumento das
concentrações de silicatos, e dos valores na razão NP/PT, como também as condições
físicas da água, incluindo a reduzida estratificação térmica, o aumento da
transparência na coluna d`água e a maior circulação em decorrência da ação de
ventos.
Reynolds (1999) comenta que a ocorrência de algumas espécies de
diatomáceas, como exemplo Aulacoseira granulata, é freqüente em grandes
reservatórios tropicais e subtropicais, visto a capacidade desta espécie em permanecer
sobre o sedimento, durante os períodos de estratificação, podendo captar luz
eficientemente durante os períodos de mistura em águas túrbidas. Huszar (1994), em
estudos no Lago Batata (PA), descreveu que as Bacillariophyceae, presentes em todo
o ciclo anual, apresentaram aumento na contribuição da biomassa somente no período
de seca, quando as pequenas profundidades e a maior ação do vento causaram
freqüente turbulência no local.
Estudos realizados por Matsumura-Tundisi et al. (1981) destacaram a dominância
de representantes do gênero Aulacoseira (A. italica, A. granulata e A. ambigua) e
Synedra (S. ulna) nos reservatórios do rio Tietê, em 1979. Jati (1998) destacou,
durante estudos de curta duração realizados no reservatório de Barra Bonita, que os
maiores valores de densidade da classe Bacillariophyceae estiveram associados ao
período de inverno, ocasião em que ocorreu uma maior turbulência e disponibilidade
de luz na coluna d`água do reservatório, uma vez que os aumentos de fósforo e silicato
reativo registrados durante o verão não foram suficientes para elevar a biomassa deste
grupo fitoplanctônico.
Os dados relativos à densidade numérica para as diferentes classes
fitoplanctônicas demonstraram a existência de heterogeneidade espaço - temporal
durante o período de estudo. Classes fitoplanctônicas como Cyanophyceae,
Chlorophyceae e Bacillariophyceae obtiveram as maiores densidades numéricas
durante todo o estudo, sendo o maior destaque conferido às Cyanophyceae, que
apresentaram as maiores densidades registradas ao longo dos reservatórios em
cascata.
Apesar da dominância comprovada da classe Cyanophyceae durante grande
parte do estudo realizados nos reservatórios do rio Tietê, pode-se constatar casos de
exceção a este padrão, como o observado nos reservatórios de Bariri, Ibitinga,
Promissão, Nova Avanhandava e Três Irmãos durante o mês de fevereiro de 2003, em
203
que as maiores densidades foram exclusivas da classe Chlorophyceae. A
predominância das clorofíceas pode estar relacionada à ação intensiva de ventos
nestes reservatórios, o que promoveu a mistura e disponibilização dos nutrientes em
toda a coluna d`água. Segundo Margalef (1983), as clorofíceas são favorecidas
durante ocasiões de misturas na coluna d`água, devido à maior disponibilidade de
nutrientes. Durante a ocasião de dominância das clorofíceas, entre os 5 reservatórios
discriminados, foi constatada a homogeneidade nos perfis térmicos na coluna d`água,
bem como valores de pH variando de 6,9 a 7,9. Estes resultados estão compatíveis
com os descritos por Lima (2004), após ter verificado o predomínio (densidade
numérica) das clorofíceas sobre as demais classes, durante uma de suas coletas
realizadas (maio / 2000) nestes reservatórios. O autor menciona que a dominância das
clorofíceas sobre as demais classes fitoplanctônicas, principalmente nos três primeiros
reservatórios do rio Tietê, estaria associada a intensos processos de mistura,
promovido pela ação de ventos, possibilitando a recirculação dos nutrientes em toda a
coluna d`água.
A dominância das cianobactérias sobre as demais classes fitoplanctônicas nos
reservatórios do rio Tietê, durante o presente estudo, reforça a condição de
eutrofização em que estes ambientes se encontram. Apesar da melhora na qualidade
d`água ao longo da cascata de reservatórios do rio Tietê, avaliada pela redução na
concentração de nutrientes (N e P) e mudança no estado trófico (de eutrófico para
mesotrófico e/ou oligotrófico), ainda pode ser constatada a massiva presença das
cianobactérias na maioria dos reservatórios investigados. A condição de predomínio
deste grupo pode estar associada à ampla capacidade de seus representantes para a
ocupação de diferentes ambientes aquáticos, desde que condições mínimas
requeridas por estas algas sejam fornecidas. Segundo Paerl (1988), as Cyanophyceae
são organismos comuns em ambientes com grau de trofia variados. Como possuem
capacidade de fixar o nitrogênio atmosférico e estocar o fósforo, não podem ser
consideradas como indicadoras exclusivas de ambientes eutrofizados (PAERL, op.
cit.). Shapiro (1990) formulou a hipótese de que o elevado pH e os baixos teores de
gás carbônico livre dariam às Cyanophyceae vantagem competitiva sobre as
Chlorophyceae e Bacillariophyceae, em função da habilidade de utilizarem o
bicarbonato como fonte de carbono inorgânico.
O aporte de nutrientes, o tempo de residência e a profundidade média dos
reservatórios são fatores imprescindíveis na sucessão da comunidade fitoplanctônica
nestes ambientes (JØRGENSEN e VOLLENWEIDER, 1989 apud TUNDISI, 1990).
Segundo Esteves (1988), o declínio de uma população em um determinado ambiente
ocorrerá se as condições no local se tornarem desfavoráveis, ocasionando o aumento
204
quantitativo de uma outra espécie. Deste modo, a combinação destes fatores pode
estar influenciando no comportamento diferenciado da estrutura do fitoplâncton nos
reservatórios do rio Tietê, visto as diferenças hidrológicas, morfométricas e tempos de
construção distintos que cada um destes reservatórios apresenta (TUNDISI, 1988).
O fato de terem sido realizadas coletas espaçadas (bimensalmente) durante o
período de estudo, não permite que se conclua sobre o padrão real da sucessão entre
as diferentes classes fitoplanctônicas no sistema investigado. No entanto, os
resultados obtidos podem ser considerados como argumento adicional para
caracterizar as mudanças qualitativas e quantitativas entre os grupos fitoplanctônicos,
indicando possíveis diferenças entre cada um dos reservatórios ao longo da cascata.
Segundo Tundisi (1990), nos reservatórios, os pulsos produzidos no sistema devido a
súbitas modificações como rápidas descargas de superfície e entrada de material em
suspensão por drenagem, interferem diretamente na disponibilidade de nutrientes e
alteram a composição específica do fitoplâncton.
Nos reservatórios do rio Tietê, principalmente nos primeiros da série, os quais
estão submetidos a constantes alterações de vazão, em decorrência da operação da
barragem, ocorre constante turbulência e mistura freqüente da coluna d`água, impondo
distúrbios sobre a estrutura e densidade da comunidade fitoplanctônica. Estudos
realizados nos reservatórios de Barra Bonita e Bariri mencionam que os índices
pluviométricos, os procedimentos operacionais de cada reservatório e a ação dos
ventos são os principais condicionantes das oscilações espaço - temporais na
composição, densidade e predomínio da comunidade fitoplanctônica, principalmente
para as cianobactérias (DE FILLIPO, 1987; SANDES, 1990, 1998; CALIJURI e
SANTOS, 1996; SANTOS, 1996; JATI, 1998).
De acordo as observações feitas por Lima (2004) neste sistema, o presente
estudo também aponta para o efeito da eutrofização como fator ambiental mais
importante na determinação da composição e densidade da comunidade
fitoplanctônica, a qual responde às influências desses fatores por meio da alteração na
composição de espécies. Em combinação a este fator, deve-se mencionar a
hidrodinâmica do reservatório (representado pelo movimento e velocidade das águas,
fluxos de advecção, turbulência decorrente da ação dos ventos, etc), que garante e
viabiliza o sucesso de determinadas espécies sobre outras, promovendo a dispersão
de inóculos de um reservatório para outro.
205
5.5 Análise da riqueza, diversidade e similaridade da comunidade
fitoplanctônica nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê
Os valores obtidos para os índices de riqueza, diversidade e uniformidade
revelaram que a comunidade fitoplanctônica apresentou de moderada a elevada
riqueza, moderada diversidade e moderada uniformidade nos reservatórios do rio Tietê
durante o estudo. Os maiores valores de riqueza encontrados durante o estudo
estiveram representados, principalmente, pela classe Chlorophyceae, visto a maior
representatividade desta em relação ao número de táxons encontrados.
Durante o estudo, pode-se observar que os maiores valores de riqueza e
diversidade seguiram um padrão sazonal e espacial, estando estes associados aos
períodos de transição entre as estações de chuva e seca na região, com destaque
para os reservatórios situados na porção final do sistema, como Promissão e Nova
Avanhandava. Eventualmente, houve casos de exceção a este padrão, como o
observado no reservatório de Barra Bonita, que apresentaram altos valores na riqueza
e diversidade segundo o mesmo padrão temporal descrito para os dois reservatórios
anteriores. Os altos valores encontrados para a riqueza e diversidade, nos
reservatórios do rio Tietê, talvez estejam relacionados à turbulência periódica a que
estes ambientes estão sujeitos, pois estes sistemas são caracterizados como
polimíticos em razão da pouca profundidade e da forte ação permanente de ventos
(TUNDISI et al., 1988; TUNDISI, 1990).
Segundo Odum (1983), a diversidade em um determinado ambiente tende a ser
reduzida em comunidades bióticas que sofrem estresse; porém, também pode ser
reduzida pela competição em comunidades antigas e ambientes físicos estáveis. Logo,
os efeitos de turbulência, representada pela intensa instabilidade na coluna d`água nos
reservatórios do rio Tietê, poderiam ter contribuído para a sucessão do fitoplâncton,
promovendo assim um aumento na diversidade das espécies entre as classes. Estes
resultados estão em concordância com os descritos por Lima (2004) em estudos
anteriores, que verificou um padrão semelhante, com os maiores valores de
diversidade ocorrendo nos reservatórios de Barra Bonita, Promissão e Nova
Avanhandava, durante os meses de julho e outubro de 2000, o que estaria relacionado
ao aumento da riqueza de espécies, propiciado pela maior variabilidade nas condições
físicas, químicas e hidrodinâmicas destes reservatórios.
Os altos valores encontrados para a diversidade no reservatório de Barra Bonita
também apresentaram concordância com os estudos de curta duração realizados por
Calijuri e Santos (1996), que consideraram a maior variação dos padrões de mistura da
coluna d`água como o fator responsável pelos maiores valores de diversidade
206
fitoplanctônica, durante o período de inverno, no reservatório de Barra Bonita. Segundo
Jati (1998), o período de maior instabilidade da coluna d`água no reservatório de Barra
Bonita favoreceu, expressivamente, os maiores valores de diversidade em relação ao
verão, quando ocorreu a maior estabilidade da coluna d`água.
Sandes (1998), durante estudos de curta duração realizados no reservatório de
Barra Bonita, verificou os maiores índices de diversidade associados aos períodos de
maior instabilidade na coluna d`água. O autor ainda constatou a redução abrupta nos
valores do índice de diversidade, durante os florescimentos de cianobactérias,
principalmente de Microcystis aeruginosa, na camada superficial, o que segundo o
autor, corroborou para a correlação negativa (r = -0,506, n = 80, p <0,01) entre M.
aeruginosa e o índice de diversidade de Shannon. Estudos de curta duração realizados
por Santos (1996) também no reservatório de Barra Bonita, verificaram que durante o
curto período de verão, a dominância de Microcystis contribuiu com os menores
valores do índice de diversidade, quando comparados com os meses de inverno no
local, período em que os efeitos da turbulência na coluna d`água foram mais
pronunciados.
Ramirez (1996), durante um estudo realizado no Lago das Garças (São Paulo -
SP), verificou que as variações na diversidade estavam associadas às mudanças
sucessionais, de modo que o comportamento sazonal da diversidade esboçou uma
tendência de sucessão do fitoplâncton. Estudos realizados Romo e Miracle (1995), em
lagos polimíticos eutrofizados de regiões temperadas, demonstraram a definida função
dos distúrbios periódicos sobre os resultados de sucessão fitoplanctônica. De acordo
com Sommer et al. (1993), existe uma relação direta entre a diversidade fitoplanctônica
e os efeitos de distúrbios no ecossistema, em que a diversidade tende a aumentar com
o aparecimento de distúrbios, e diminui com o aumento da estabilidade no sistema.
Para Reynolds et al. (1993), a redução na incidência dos distúrbios permite o equilíbrio
dinâmico na comunidade fitoplanctônica, manifestado normalmente pela freqüente
dominância por uma, mas, em alguns casos, não mais do que três espécies.
Os menores valores de diversidade encontrados neste estudo, geralmente,
ocorreram durante o mês de fevereiro de 2003, para a maioria dos reservatórios do rio
Tietê, exceção apenas para o reservatório de Barra Bonita, que registrou 4 Bits/ind..
Nesta ocasião, foi constatada a dominância da classe Chlorophyceae em até 90% do
total, sendo estas representadas principalmente pelas espécies Botryococcus braunii e
Coelastrum reticulatum, com densidades numéricas variando de 300.000 a 1.300.000
org./L, respectivamente. Lima (2004), em estudos neste sistema, verificou que os
menores índices de diversidade, valores abaixo de 0,70 Bits/ind., foram observados
durante o mês de maio de 2000, período este em que ocorreu a domínio das
207
cianobactérias nos reservatórios (acima de 90%), representadas por espécies como
Pseudoanabaena mucicola e Pseudoanabaena sp.
A presença de altas densidades de indivíduos de uma mesma espécie tende a
promover a redução nos valores de diversidade para o ambiente em que estes se
situam. Alguns estudos têm relacionando a dominância de cianobactérias, em especial
de Microcystis aeruginosa, associada a menores valores de diversidade em períodos
de estabilidade da coluna d`água (REYNOLDS, 1993; ARAUZO e COBELAS, 1994;
CALIJURI e SANTOS, 1996; BEYRUTH et al., 2000). Estudos realizados por Bouvy et
al. (1999), no reservatório do Ingazeiro (PE), demonstraram baixos valores de
diversidade (valores médios de 0,33 a 0,29 Bits/ind.), em razão da dominância, com
altas densidades, de cianobactérias como Cylindrospermopsis raciborskii¸ neste
reservatório. Costa (2003) descreveu uma situação semelhante em um reservatório
eutrófico no sertão do Rio Grande do Norte, em que baixos valores de diversidade
(0,37 a 1,97 Bit/ind.) foram observados. Segundo Costa (op. cit.), a baixa diversidade
foi em decorrência da dominância e elevados valores de densidade de cianobactérias,
representadas principalmente pelas espécies Aphanizomenon sp, Cylindospermopsis
raciborskii e Microcystis spp (M. aeruginosa, M. panniforme, M. novaceki e M.
protocystis), durante todo o ciclo anual de estudo neste ambiente.
Os resultados referentes à matriz de similaridade entre as comunidades
fitoplanctônicas, nos reservatórios do rio Tietê, revelaram que esta foi maior nos meses
de fevereiro, junho e outubro de 2003, e menor nos meses de novembro de 2002 e
abril de 2003. Geralmente, os reservatórios mais próximos entre si obtiveram os
maiores valores de similaridades registrados. Eventualmente, casos de exceção a este
padrão foram encontrados, como o observado para os reservatórios de Bariri e Três
Irmãos em fevereiro de 2003, ambientes em que foi registrado o maior valor de
similaridade para o estudo, com 84%. Este fato é explicado pela ocorrência expressiva
de representantes da classe Chlorophyceae, em especial Botryococcus braunii, em
ambos ambientes, que representou 51% da similaridade encontrada. Um outro caso
semelhante foi observado em abril de 2003, entre os reservatórios de Barra Bonita e
Promissão, com 36% de similaridade associados entre si (segunda maior valor para
este mês), sendo que 30% desta similaridade esteve associada aos representantes da
classe Cyanophyceae, com destaque a Cylindrospermopsis raciborskii.
Os resultados encontrados durante o estudo, para a matriz de similaridade,
demonstraram valores superiores quando comparados aos descritos por Lima (2004)
neste sistema, que obteve o valor máximo de 62%, em outubro de 2000. Este fato
pode estar relacionado à menor periodicidade de coletas realizadas (4 no total), e a um
maior número de ambientes amostrados (19 pontos amostrais) por Lima (op. cit.) em
208
relação ao atual estudo, o que possivelmente contribuiu para uma maior variabilidade
na composição da comunidade fitoplanctônica presente, promovendo assim uma
redução nos valores de similaridade.
Apesar de poucos, os casos de menor similaridade registrados durante o estudo
geralmente foram associados aos reservatórios mais distantes entre si, o que está
condizente com o observado por Lima (2004) neste ambiente, que também verificou
uma baixa similaridade entre os rios Tietê e Piracicaba, em relação aos pontos de
amostragem no rio Paraná. Esta condição atual é justificável em vista das
características peculiares que cada um destes ambientes apresenta ao longo do
sistema. Logo, todas aquelas diferenças, em maior ou menor grau, refletem as
particularidades de cada reservatório formado ao longo do rio, bem como aos usos das
áreas de entorno daqueles ambientes, implicando assim em modificações na estrutura
da comunidade fitoplanctônica. Sob este aspecto devem ser consideradas as
interações entre as variáveis ambientais de cada reservatório e a dinâmica da
comunidade fitoplanctônica, além, é claro, das respostas das populações às funções
de força naturais ou promovidas pela ação do homem.
5.6 Composição e distribuição espaço-temporal das florações de
cianobactérias nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê
Nos últimos anos o crescimento demográfico, associado ao aumento nas
atividades agrícolas e industriais, tem propiciado um acelerado processo de
degradação nos ecossistemas aquáticos em diversos países, inclusive no Brasil
(TUNDISI, 1999).
Uma rápida resposta que ocorre com a eutrofização é dada pela comunidade
fitoplanctônica, que passa a apresentar uma redução da diversidade das espécies,
porém, com um aumento considerável da biomassa entre algumas das espécies
presentes. Nesses ambientes eutrofizados, têm sido observado um aumento da
dominância de espécies de cianobactérias, visto que suas necessidades por nutrientes
são maiores se comparadas às de outros grupos fitoplanctônicos. Conseqüentemente,
tem sido cada vez mais comum a ocorrência de florações de cianobactérias,
principalmente próximos aos centros urbanos (AZEVEDO et al., 1994).
As cianobactérias são comumente encontradas em ecossistemas aquáticos
eutróficos, uma vez que nestes ambientes estes organismos tendem a apresentar uma
elevada biomassa em relação a outros grupos fitoplanctônicos. No entanto, Huszar et
al. (1998) e Reynolds (1998) demonstraram que as cianobactérias podem também
representar uma importante parte do fitoplâncton em ambientes não eutrofizados, em
209
regiões tropicais. Situações que corroboram esta potencialidade de ocupação e
predomínio das cianobactérias em ambientes de estados tróficos variados estão
apresentadas em trabalhos como os de Ferreira (1998), no reservatório de Jurumirim,
SP, ambiente caracterizado como oligotrófico, em que se verificou a dominância de
Microcystis aeruginosa durante o verão de 1994; e o reportado por Vieira (2002), no
reservatório de Utinga, PA, ambiente classificado entre mesotrófico e oligotrófico, em
que se constatou a presença de florescimentos de cianobactérias tóxicas durante um
ciclo anual no local.
Para Paerl (1995), são inúmeros e complexos os fatores físicos e químicos que
controlam a formação de florescimentos de cianobactérias planctônicas.
Frequentemente, os fatores físicos são de extrema valia, pois determinam os gêneros
e espécies que irão se estabelecer e dominar em ecossistemas específicos. Dentre
estes fatores, destacam-se o tamanho e volume do sistema, tempo de residência da
água (vazões), estabilidade da coluna d`água (estratificação) e transparência d`água
(PAERL, op. cit.). Deste modo, períodos de prolongada estabilidade física (condições
hidráulicas, meteorológicas e hidrológicas estáveis) são pré-requisitos para o
desenvolvimento de populações formadoras de florações (REYNOLDS e WALSBY,
1975, REYNOLDS, 1980). Além disso, a disponibilidade de nutrientes, a temperatura e
o pH da água são determinantes para o tamanho da população, supondo que exista
uma previa estabilidade física no copo d`água (PAERL, op. cit.). Muitas das mudanças
observadas na composição da comunidade fitoplanctônica podem ser consideradas
como um reflexo da existência de estratégias das populações em resposta às
condições impostas pelo ambiente (PAERL, 1995; REYNODS et al., 2002).
De acordo com Steinberg e Hartmann (1988), deve haver um fator determinante
para o crescimento de cianobactérias planctônicas em lagos, rios e reservatórios, o
qual não leva em conta somente os efeitos dos nutrientes. O fator físico como a
turbulência, alternativamente expresso como instabilidade da coluna d`água, pode
representar este fator decisivo no predomínio e sucesso das cianobactérias. Para
Reynolds e Walsby (1975) a instabilidade na coluna d`água constitui uma perturbação,
podendo ser considerada um fator primordial no desenvolvimento de florações de
cianobactérias em geral.
Aliados a estes parâmetros físicos e químicos estão a influência de fatores
meteorológicos, como, por exemplo, o vento, precipitação e a intensidade luminosa, os
quais podem também modificar a estrutura de comunidade fitoplanctônica (PAERL,
1988; PADISÁK, 1993; TOWNSEND et al. 1996), uma vez que estes fatores podem
ser considerados de extrema importância no desencadeamento e crescimento de
210
florescimentos algais (BAJARIAS e RELOX, 1996; YAMAMOTO, 1997; GENTIEN et
al., 1997).
Alguns estudos realizados no Brasil têm demonstrado a importância dos fatores
meteorológicos como a intensidade, e direção de ventos, e variações dos níveis de
precipitação pluviométrica em áreas sujeitas à ocorrência de florações de
cianobactérias (ODEBRECHT et al.,1987; SANDES, 1990, 1998; BOUVY et al., 1999,
2000; MINILLO et al., 2000a; KAMOGAE, 2002; COSTA, 2003). Estas condições são
de extrema importância, uma vez que podem atuar diretamente no grau de estagnação
e/ou circulação da coluna d`água, bem como no deslocamento das manchas
superficiais de florações (“patchiness”) num determinado corpo d`água.
Trabalhos como os de George e Edwards (1976), Lanaras et al. (1989), Tundisi
(1990), Robarts e Zohray (1992), Paerl (1995) e Sandes (1998), em lagos e
reservatórios eutróficos, destacaram que durante a ocorrência de florescimentos de
cianobactérias, densos acúmulos destas algas na superfície tornavam-se freqüentes,
em condições de reduzida ação dos ventos, possivelmente em razão de efeitos de
calmaria e baixa turbulência da coluna d`água.
Durante o estudo, florações mistas de cianobactérias foram encontradas em
todas as amostras coletadas nos reservatórios do rio Tietê. Foi constatado um padrão
de variação espacial na ocorrência e distribuição de algumas das espécies
constituintes dos florescimentos ao longo dos reservatórios em cascata. Em geral,
cianobactérias com formas coloniais, como representantes da ordem Chroococcales,
como o gênero Microcystis, apresentaram sua predominância, com elevadas
densidades, principalmente nos três primeiros reservatórios do sistema em cascata
(Barra Bonita, Bariri e Ibitinga); enquanto que representantes do grupo, com formas
filamentosas, como espécies da ordem Nostocales, como Cylindrospermopsis e
Raphidiopsis, obtiveram sua dominância, com altas densidades de organismos,
associados principalmente nos três últimos reservatórios do sistema Tietê (Promissão,
Nova Avanhandava e Três Irmãos). Eventualmente, outros representantes da ordem
Oscillatoriales, como Pseudoanabaena sp, apresentaram ampla ocorrência nos
reservatórios investigados, contudo, sua predominância, com altos valores de
densidades, ocorreu principalmente nos três primeiros reservatórios do rio Tietê.
A ocorrência e distribuição de florações de cianobactérias nos reservatórios do rio
Tietê estiveram diretamente associadas à combinação de variáveis físicas e químicas
encontradas durante o estudo. Fatores ambientais, como temperaturas elevadas
(acima de 20
0
C), pH levemente alcalino (7 a 10), fósforo total entre 20-239 µg/L e
razões NT/PT total 3 a 20, promoveram condições propícias para o crescimento e
manutenção das florações de cianobactérias nos reservatórios do rio Tietê durante o
211
estudo. Estes resultados, de modo geral, estão em concordância com o padrão
reportado por Huszar et al. (2000) e Sant´anna e Azevedo (2000), durante estudos
realizados em diversos reservatórios brasileiros, sob condições de eutrofia e
hipertrofia. Estas condições encontradas também estão próximas às descritas por Mur
et al. (1999), Jacoby et al. (2000), Kotak et al. (2000) e Zurawell et al. (2005), numa
revisão realizada sobre os principais fatores ambientais condicionantes na formação e
manutenção de florações de cianobactérias em ambientes limnéticos.
Durante a ocorrência dos florescimentos de cianobactérias no rio Tietê, pode-se
constatar que algumas espécies do gênero Microcystis, com destaque para a M.
aeruginosa, obtiveram sua dominância, com elevada densidade de organismos, nos
três primeiros reservatórios do sistema em cascata. Esta distribuição espacial
preferencial do gênero Microcystis em relação a outras cianobactérias nos
reservatórios investigados pode estar relacionada à combinação de condições físicas e
químicas propícias e fatores meteorológicos ocorridos nestes ambientes. Os altos
valores registrados para as concentrações de nutrientes, temperaturas, pH, bem como
a estabilidade nas camadas superficiais da coluna d`água, podem ter favorecido o
crescimento e acúmulo de diferentes espécies de Microcystis nestes primeiros
reservatórios do rio Tietê (Barra Bonita, Bariri e Ibitinga). Essa combinação de fatores é
corroborada por Steinberg e Hartmann (1988); segundo estes autores, num limiar de
fósforo total acima de 10 µg/L, o desenvolvimento desta cianobactéria pode ser
descrito por fatores físicos, como a estabilidade da coluna d`água.
Microcystis aeruginosa é uma das espécies cosmopolitas de maior sucesso entre
as cianobactérias planctônicas, sendo seu ciclo anual e dinâmica populacional muito
bem documentados em lagos eutróficos temperados (REYNOLDS et al., 1980). No
Brasil, esta espécie apresenta ampla distribuição, formando florações por todo o
território nacional nos últimos anos (ODEBRECHT et al., 1987; ZAGATTO e ARAGÃO,
1992; AZEVEDO et al., 1994; YUNES et al., 1996; NOBRE, 1997; HIROOKA et al.,
1999; MATTHIENSEN et al., 1999; SANT´ANNA e AZEVEDO, 2000; MURAKAMI et al.,
2001; VIEIRA, 2002; COSTA, 2003).
Segundo Kromkamp et al. (1989), Microcystis aeruginosa é uma espécie que
possui um sistema eficiente para regular sua densidade, que aumenta em presença de
luz e na deficiência de fósforo, e decresce na obscuridade e em caso de saturação de
fósforo. Logo, por estas razões, ela é particularmente competitiva em lagos ricos em
nutrientes, que apresentam separação vertical entre a zona eufótica exaurida de
nutrientes e um zona mais profunda, com nutrientes inorgânicos mais abundantes.
O sucesso de cianobactérias em sistema aquáticos é atribuído a diversos fatores,
sendo que o domínio e a superioridade numérica de alguns representantes deste
212
grupo, sobretudo de Microcystis, em ambiente como lagos, rios e reservatórios, está
fundamentado em atributos comuns para este gênero, que vão desde a competição por
nutrientes (HYENSTRAND et al., 1998), melhor absorção de carbono (SHAPIRO,
1990,1997), produção de substâncias tóxicas (REYNOLDS et al., 1980), capacidade de
minimizar sua mortalidade por meio de imunidade à pastagem do zooplâncton
(PORTER, 1973; FULTON, 1988; FULTON e PAERL, 1987), capacidade de
permanecer na superfície durante períodos de estabilidade física (REYNOLDS et al.,
1987), presença de pigmentos assessórios que minimizam a fotooxidação e
possibilitam melhor utilização de luz em águas túrbidas (BOWLING, 1994), além da
tolerância à exposição da radiação ultravioleta (PAERL et al., 1983, 1985).
Durante o estudo, as razões NT/PT entre os reservatórios do rio Tietê
apresentaram variações entre 3:1 e 20:1. Os valores encontrados estão próximos aos
níveis descritos como ideais, entre 10:1 e 16:1, para o crescimento e formação de
florações de cianobactérias (PEARSON, 1990). No entanto, estudos realizados por
Sant´anna et al. (1997) e Huszar et al. (2000) apontaram razões N/P próximas e
superiores (como 19:1 e 39:1, respectivamente) às apresentadas neste estudo, durante
a ocorrência de florações de Microcystis spp (Microcystis aeruginosa e M. lamelliforme)
no Lago das Garças (SP).
Os valores encontrados para razão NT/PT no presente estudo estão em
concordância com os resultados apresentados por Yunes et al. (1998), obtidos durante
um estudo realizado na Lagoa dos Patos (RS), sobre florações tóxicas de M.
aeruginosa e suas associações a efeitos no balanço de nutrientes e fatores físicos.
Neste estudo, os autores destacam razões N/P de 13:1, além de alguns parâmetros
físicos, como condicionantes das altas biomassas de M. aeruginosa durante o verão e
o outono de 1994, e no verão de 1995.
Segundo Shapiro (1990), uma razão NT/PT baixa é um dos fatores que levam à
dominância das cianobactérias sobre os demais grupos fitoplanctônicos. No entanto,
para Smith (1983), a razão NT/PT não é suficiente para explicar a presença ou
ausência de cianobactérias em todos os lagos e reservatórios por ele estudado, já que
em muitos deles estas razões foram < 29 e a dominância foi de outras algas que não
as cianobactérias.
Embora seja reconhecida a importância da razão NT/PT na determinação da
composição de espécies da comunidade fitoplanctônica natural, especialmente sobre o
crescimento e domínio das populações de cianobactérias (TILMAN et al., 1982;
SOMMER, 1985; MAKULLA e SOMMER, 1993), pode-se também deduzir que a
dominância destas diferentes espécies de Microcystis, principalmente nos primeiros
reservatórios do Sistema Tietê, talvez esteja também associada à elevada
213
disponibilidade das formas nitrogenadas inorgânicas, com destaque para o íon amônio,
visto que muitas das espécies de Microcystis demonstram preferência para a
assimilação deste nutriente em relação a outras formas nitrogenadas, quando
presentes no ambiente (KAPPERS, 1984)
Blomqvist et al. (1994) comentam que o sucesso de cianobactérias não fixadoras
de nitrogênio (como Microcystis aeruginosa) é influenciada diretamente pela forma
inorgânica de nitrogênio presente no ambiente, visto que algumas destas espécies são
capazes de reduzir o nitrato a amônio, mesmo quando estes se encontram em grandes
concentrações (> 20 µg/L) no meio. Wheeler e Kirchman (1986) acreditam que os
organismos procariontes, em geral, usem o nitrato somente quando todas as outras
fontes de nitrogênio estiverem exauridas. Este comportamento pode indicar que a
redução do nitrato nos sistemas enzimáticos é ineficiente ou impliquem em altos custos
energéticos, ou mesmo que as enzimas das algas procariontes são menos eficientes
do que as enzimas das algas eucariontes no processo de redução do nitrato até
amônio, levando assim à baixa competitividade por nitrato (BLOMQVIST et al, op. cit).
Kappers (1984), durante experimentos laboratoriais realizados com culturas de M.
aeruginosa, demonstrou que este organismo prefere o íon amônio ao nitrato como
fonte de nitrogênio e destacou que, por causa de sua baixa taxa de assimilação de
nitrato, esta espécie poderia ser menos competitiva que outros organismos
fitoplanctônicos, em ambientes ricos em nitrato.
Jacoby et al. (2000) associaram o sucesso de Microcystis sobre as demais
cianobactérias no Lago Steilacoom, Washington (EUA), às baixas razões N/P, nitrato e
às concentrações mínimas suficientes de amônio registradas no local. Segundo
Marinho e Azevedo (2000), a substituição de diatomáceas (Aulacoseira distans) por
cianobactérias (especialmente Microcystis aeruginosa), assim como o domínio desta
última classe na comunidade fitoplanctônica, no reservatório de Juturnaíba (RJ),
esteveram diretamente associados às baixas razões N/P. Estes autores atribuem a
redução na razão N/P como conseqüência da elevada capacidade e taxa de absorção
de N e P pelas cianobactérias, o que poderia assim explicar o sucesso desta alga em
crescer mesmo sob baixas disponibilidades de nutrientes (sobretudo nitrogênio) no
ambiente.
Branco e Senna (1994, 1996b), ao discorrerem sobre vários fatores
desencadeadores do aumento na ocorrência de florações de Microcystis aeruginosa no
reservatório Paranoá (DF), apontaram fatores como as altas concentrações de
compostos nitrogenados e a elevada alcalinidade total registradas ao final da estação
seca, como responsáveis pela alta biomassa desta alga. Segundo estes autores, a
estação seca demonstrou condições eutróficas mais acentuadas em razão da menor
214
diluição e entrada de nutrientes, além do início de formação de estratificação da coluna
d`água. A estratificação da coluna d`água, em combinação com altas concentrações de
nutrientes, em especial ao íon amônio (cujo valor foi três vezes superior ao registrado
no período de chuvas), somados ao decréscimo nas concentrações de oxigênio
dissolvido, poderiam ter gerado condições propícias para a formação de florescimentos
de M. aeruginosa neste reservatório.
Estudos realizados por Goodwin (1997), no reservatório da Pampulha (MG),
apontaram uma relação negativa entre a abundância de Microcystis viridis com as
concentrações de nitrato na água. Porém, este mesmo autor não encontrou nenhuma
relação direta com a concentração de amônio.
Nogueira (1997) constatou, durante estudos realizados no Lago das Garças (SP),
correlações negativas e altamente significativas entre as concentrações dos íons
amônio e nitrato com a densidade de células de Microcystis aeruginosa. Para o autor, a
redução nas concentrações de nitrato poderia estar indicando o consumo por outras
algas (eucariontes) presentes no sistema, ou mesmo que a espécie estudada (M.
aeruginosa) estaria consumindo este nutriente, ainda que esta não seja sua fonte
preferencial de nitrogênio, conforme descrito por Kappers (1984).
Os estudos realizados por Rückert e Giani (2004), com culturas de M. viridis
expostas a diferentes fontes nitrogenadas (NH
4
, NO
3
, NH
4
+ NO
3
), demonstraram um
crescimento (número de células) semelhante entre os tratamentos testados. No
entanto, os autores destacaram que as cepas expostas exclusivamente ao íon amônio
obtiveram um crescimento mais acelerado, quando comparadas às demais formas
nitrogenadas testadas. Segundo os autores, esta condição é explicada pela maior taxa
de absorção e assimilação do íon amônio em relação ao nitrato. Estes resultados
confirmam a hipótese de que Microcystis viridis poderia ser capaz de assimilar o nitrato
no reservatório da Pampulha (MG), igualmente, quando o íon amônio é detectado em
elevadas concentrações. Consequentemente, as cianobactérias poderiam estar
competindo com as algas eucarióticas por nitrato, visto sua maior destreza para o
rápido uso do íon amônio, quando o nitrato não estiver disponível no ambiente,
permitindo, deste modo, o repentino aumento de suas populações durante o
desenvolvimento das florações.
Eventos meteorológicos também possuem forte influência sobre a hidrodinâmica
e estrutura da composição das comunidades aquáticas, principalmente por meio da
interferência no balanço de nutrientes (BEYRUTH et al., 1997). Distúrbios físicos, como
efeitos turbulentos na coluna d`água, podem ser responsáveis pela sucessão, riqueza,
diversidade e equitabilidade do fitoplâncton em lagos rasos polimíticos, por meio de
aumentos ou reduções nas taxas de crescimento (PADISÁK, 1993). Para Reynolds
215
(1980), mudanças diárias na estratificação térmica e misturas em lagos tropicais
podem favorecer a dominância de Microcystis.
Durante o estudo, foram constatados casos de estratificação térmica nas
camadas superiores da coluna d`água, nos três primeiros reservatórios do rio Tietê.
Este fato pode estar associado à menor intensidade dos ventos incidentes nestes
reservatórios, visto os baixos valores registrados na estação meteorológica de Jaú, o
que tornou a circulação da água mais restrita, possibilitando, assim, uma maior
estabilidade nas porções superiores da coluna d`água nestes ambientes. Os perfis
verticais de temperatura da água, registrados nos reservatórios de Barra Bonita, Bariri
e Ibitinga durante as coletas dos meses de novembro/2002, fevereiro/2003 e
abril/2003, demonstraram claramente este efeito de maior estabilidade na superfície da
coluna d`água (0,5 a 2 m), com a presença de microestratificações nestas camadas. O
efeito de maior estabilidade nos estratos superiores da coluna d`água, combinados às
condições nutritivas do local, poderiam ter propiciado condições para a formação e
acúmulo das florações de cianobactérias, em especial de Microcystis spp, no corpo
principal destes reservatórios.
Eventualmente, foram verificados casos semelhantes de estratificação térmica
nas camadas superficiais da coluna d`água, nos três últimos reservatórios do Sistema
Tietê, durante os mês de novembro de 2002, e nos meses de fevereiro, abril, junho e
outubro de 2003. Conseqüentemente, foi observada a dominância compartilhada,
durante os florescimentos, entre cianobactérias das espécies Microcystis spp,
Pseudanabena sp e Cylindrospermopsis raciborskii.
O padrão observado quanto ao domínio de Microcystis spp nos primeiros
reservatórios do rio Tietê, de modo geral, está em concordância com os resultados
encontrados por Sandes (1990, 1998) nestes locais (Barra Bonita e Bariri). Segundo o
autora, a ação de ventos foi fator primordial para a concentração e deslocamento dos
florescimentos de cianobactérias, em especial de Microcystis aeruginosa, no corpo
central dos reservatórios.
Trabalhos como os de Calijuri e Santos (1996), Dos Santos (1996), Santos e
Calijuri (1998) e Jati (1998), no reservatório de Barra Bonita, demonstraram uma
relação direta entre a maior permanência de florescimentos de Microcystis aeruginosa
nos estratos superiores da coluna d`água, durante períodos de verão em ocasiões em
que foram registrados altas temperaturas e grande estabilidade da coluna d`água neste
reservatório. De forma semelhante ao reportado por Ganf (1976) apud Santos e Calijuri
(1998), a presença de Microcystis no Lago George, Uganda (África), nos estratos
superiores da coluna d`água, esteve diretamente associada à freqüência de alterações
diárias entre microestratificações e misturas superficiais.
216
A turbulência na coluna d`água em várias escalas, magnitudes e duração pode
ser um agente determinante do crescimento do fitoplâncton e da composição da
comunidade (Paerl, 1995). Segundo Reynolds e Walsby (1975) e Paerl (1988), esse
mesmo fator pode ser determinante da dominância por cianobactérias, com e sem
heterocisto, uma vez que muitas destas espécies (Microcystis e Anabaena) podem
regular a flutuabilidade, o que vai assegurar uma ótima posição da alga na coluna
d`água (PAERL, 1988, 1995).
Estudos realizados por George e Edwards (1976), em um reservatório eutrófico,
demonstraram, em várias ocasiões, que ventos com velocidades menores que 0,5 m/s
(condições calmas de vento) provocaram um denso acúmulo de Microcystis nas
camadas superficiais do local. A densidade de Microcystis permaneceu elevada
enquanto a coluna d`água esteve submetida a ventos com velocidades entre 1 e 3 m/s,
consideradas pelos autores como ventos moderados, em que houve baixa turbulência.
Algas com adaptações para flutuação, como Microcystis, ainda acumulavam-se
próximas da superfície. Em situações de ventos com velocidades de 4 a 8 m/s, ocorreu
aumento da turbulência, com desaparecimento de estratificação vertical e com a
manutenção residual de algumas algas na superfície.
Durante o presente estudo, pode-se constatar que os valores médios da
intensidade dos ventos registrados na estação medidora de Jaú, que é a mais próxima
aos três primeiros reservatórios do rio Tietê, foram relativamente baixos se
comparados com as das outras duas estações (Araçatuba e Auriflama). Logo, se for
considerado que a posição geográfica dos três primeiros reservatórios e que a direção
do eixo principal coincidem com a direção do vento predominante da região (SE)
(ARANHA, 1990; SANDES, 1998), é provável que a circulação horizontal tenha
contribuído para aumentar a velocidade da corrente superficial, favorecendo também o
carreamento de material superficial (florações de cianobactérias) em direção ao
reservatório.
De acordo com Sandes (1998), a predominância de ventos de leste e sudeste,
com velocidades entre 0,9 e 3 m/s, respectivamente, no reservatório de Barra Bonita,
possibilitaram o transporte e grande adensamento de cianobactérias, principalmente de
Microcystis aeruginosa, da região montante em direção à barragem. Aranha (1990)
constatou, em um estudo de curta duração realizados neste mesmo reservatório, que a
atuação do vento de sudoeste, com velocidade entre 0,7 e 2,7 m/s, contribuiu para o
transporte de material de superfície (florações de cianobactérias) em direção à
barragem; porém, este mesmo autor destacou que a mudança de ventos para o
quadrante noroeste promoveu o deslocamento desse material superficial
(cianobactérias) de volta à porção superior à montante deste reservatório.
217
Estudos realizados por Odebrech et al. (1987), com florações de Microcystis
ocorrentes na Lagoa dos Patos (RS), constataram que a formação e duração dos
eventos de floração foram governados por condições nutritivas propicias, em
associação com a ação de ventos fracos (3,6 m/s), advindos do quadrante sudoeste.
Segundo Odebrech et al. (op. cit.), a ação de ventos no local interferem no grau de
mistura da coluna d`água, tornando-se um importante fator para o crescimento e
variações sazonais das espécies de Microcystis que venham a ocorrer naquele local.
Uma constatação semelhante, nesta mesma localidade, foi apresentada por Minillo et
al. (2000a) em um estudo sobre a ocorrência de florações de Microcystis aeruginosa,
no qual verifica-se a forte influência de condições meteorológicas adversas, como raros
dias de calmaria, com ventos fracos e, principalmente, redução das chuvas na região,
como um dos principais fatores meteorológicos responsáveis pela ocorrência das
florações.
Para Kamogae (2002), a incidência de florações de cianobactérias,
especialmente de Microcystis, em dois reservatórios no Estado do Paraná (Três Bocas
e Capivara), esteve condicionada a uma série de fatores ambientais, dentre os quais
os fatores meteorológicos, como os índices pluviométricos, que atuaram como agentes
preponderantes no desenvolvimento das algas nos ambientes. De acordo com Calijuri
e Santos (1996), a estratificação da coluna d`água e a precipitação ocorrida durante o
verão de 1994 no reservatório de Barra Bonita foi um dos fatores decisivos para o
domínio e presença de florações de Microcystis.
Durante o estudo, pode-se constatar o predomínio e elevadas densidades de
cianobactérias da ordem Nostocales, como Cylindrospermopsis e Raphidiopsis, nos
últimos reservatórios do sistema Tietê. O domínio destes gêneros durante os
florescimentos registrados nos reservatórios de Promissão, Nova Avanhandava e Três
Irmãos podem estar relacionados além dos parâmetros ambientais e físicos favoráveis,
como altos valores de pH e temperatura, maior estabilidade nos estratos superficiais da
coluna d`água (0,5 a 2 m) e maior tempo de retenção da massa d`água, a uma
possível limitação nutricional ocorrida nestes ambientes.
Este padrão de predomínio do gênero Cylindrospermopsis nos últimos
reservatórios do rio Tietê, de modo geral, está em concordância com os resultados
encontrados por Barbosa et al. (1999), durante estudos realizados nestes sistemas.
Segundo estes mesmos autores, a elevada densidade de Cylindrospermopsis
raciborskii observada a partir do reservatório de Nova Avanhandava, estaria
condicionada às características ambientais, bem como a uma redução na
concentração dos nutrientes, especialmente das formas nitrogenadas.
218
De acordo com observações feitas por Amand (2002), Cylindrospermopsis tem
assumido grande destaque na literatura mundial existentes sobre cianobactérias,
devido a sua ampla capacidade de ocupar diferentes habitats aquáticos, competindo
habilmente pelos mesmos recursos utilizados por outras espécies fitoplanctônicas
nativas estáveis nestes ecossistemas.
Dados reunidos numa revisão feita por Padisák (1997) sugerem que informações
sobre o gênero Cylindrospermopsis são ainda muito recentes, e que sua dispersão
pelo mundo também vem ocorrendo há pouco tempo. Por outro lado, sua capacidade
de adaptação a diferentes ambientes é bastante elevada, com ocorrências descritas
desde reservatórios oligotróficos, de regiões subtropicais, a lagos tropicais
hipereutróficos (PADISÁK, op. cit.).
O sucesso da ocorrência de Cylindrospermopsis em todo o mundo pode ser
atribuído a diversas razões, entre elas a sua habilidade de flutuar, o que lhe permite
explorar diferentes estratos da coluna d`água; o baixo requerimento de luz; a alta taxa
de assimilação de amônia; capacidade de fixar o nitrogênio atmosférico; alta afinidade
pelo fósforo e grande capacidade de estoque deste elemento; e finalmente a
resistência à predação pelo zooplâncton (PADISÁK, 1997).
No Brasil, uma revisão feita por Sant´anna e Azevedo (2000) sobre
cianobactérias potencialmente tóxicas em diferentes regiões do país, apontam o
gênero Cylindrospermopsis como o mais invasor e comum em florescimentos nas
regiões tropicais e subtropicais brasileiras. A presença cada vez mais freqüente de
florações de Cylindrospermopsis raciborskii em reservatórios brasileiros tem tornado
esta espécie um dos mais importantes componentes das comunidades fitoplanctônicas
(BRANCO e SENNA, 1991, 1994; SOUZA et al., 1998; BOUVY et al., 1999, 2000;
JARDIN et al., 1999; KOMÁRKOVÁ et al., 1999; HUSZAR et al., 2000; SANT´ANNA e
AZEVEDO, 2000; BRESSAN et al., 2001; COSTA, 2003; TUCCI e SANT´ANNA, 2003).
Ao acompanharem a variação sazonal de C. raciborskii no rio Pequeno, braço
do reservatório Billings (SP), Souza et al., (1998) inferiram que o desenvolvimento
desta espécie foi favorecido por valores elevados de temperatura, pH, concentração de
oxigênio dissolvido e a baixa dureza da água no local. Estas condições foram
semelhantes às descritas no presente estudo, exceção apenas para a dureza da água,
que não foi mensurada. Estas mesmas condições também mostraram-se compatíveis
com as reportadas em outros trabalhos, como no Lago Paranoá (DF) e Lago das
Garças por Branco e Senna (1994) e Tucci e Sant´anna (2003), respectivamente,
durante a ocorrência de florações de C. raciborskii.
Branco e Cavalcanti (1999) discorreram sobre a elaboração de diferentes
hipóteses para explicar a dominância de C. raciborskii no reservatório Paranoá (DF).
219
Estas hipóteses, argumentadas inicialmente por Pinto-Coelho e Giani (1985), Alvez et
al. (1988), Starling (1989) e Branco e Senna (1994, 1996b), incluíam alguns fatores
como migração na coluna d`água, fixação de nitrogênio atmosférico e resistência à
herbivoria do zooplâncton como prováveis motivadores da dominância de C. raciborskii
neste reservatório. Com relação à migração na coluna d`água, sabe-se que os
aerótopos presentes nas células de C. raciborskii possibilitam a sua movimentação na
zona eufótica, dependendo das condições metabólicas das células (PADISÁK, 1997).
Durante o estudo, a hipótese em que se associa a migração de C. raciborskii na
coluna d`água, nos reservatórios do rio Tietê (Promissão, Nova Avanhandava e Três
Irmãos), não pode ser descartada, uma vez que a dominância desta espécie se fez
presente tanto naquelas amostras coletadas na superfície (nos arrastos horizontais
com redes), como naquelas obtidas em camadas mais profundas (por meio de bomba
de sucção integrando-se toda coluna d`água) nestes ambientes. Uma situação
semelhante foi descrita por Tucci e Sant´anna (2003) no Lago das Garças (SP), em
que a dominância de C. raciborskii estaria associada a sua capacidade migratória,
mesmo durante períodos de elevada estratificação do ambiente, inclusive em baixas
profundidades na camada de mistura, porém dentro da zona eufótica.
Dentre os outros fatores discutidos na literatura que justificam o desenvolvimento
e a dominância de C. raciborskii nos ambiente aquáticos, alguns não foram observados
durante o presente estudo. Entre eles estão a herbivoria e a fixação de nitrogênio
atmosférico.
Quanto à herbivoria, esta não foi avaliada no presente estudo, embora na
literatura seja argumentado que as cianobactérias, em geral, costumam ser
normalmente evitadas em razão das suas elevadas dimensões, além de que os
organismos zooplanctônicos têm preferência por grupos fitoplanctônicos mais
palatáveis, principalmente clorofíceas e criptofíceas (BRANCO e SENNA, 1994;
PADISÁK, 1997). Estudos realizados por Fulton (1988), avaliando a herbivoria do
zooplâncton sobre algas filamentosas (cianobactérias, diatomáceas e clorofíceas),
mencionam a preferência alimentar de Daphnia pulex e D. pavula sobre diatomáceas,
como Aulacoseira granulata. Este mesmo padrão foi observado por Güntzel (2000),
durante estudos realizados nos reservatórios do rio Tietê, em que se constatou a
abundância de D. gessneri nos reservatórios do rio Tietê, em 1979, quando o menor
grau de eutrofização e a mistura da água poderiam ter propiciado o predomínio de
Baccilarophyceae filamentosa, principalmente do gênero Aulacoseira. Além disso,
Güntzel (op. cit.) destaca esta mesma espécie zooplanctônica como a mais abundante,
em 1998, nos reservatórios do Sistema Tietê, onde não foram observados florações de
Microcystis, ou mesmo quando as cianobactérias obtiveram participação quase
220
desprezível na fitoplâncton. Güntzel (op. cit.) considera que a massiva presença de
cianobactérias nos reservatórios do rio Tietê, juntamente com outros aspectos como as
modificações na disponibilidade de alimento, no tipo de habitat ou na qualidade da
água, controladas pelo “continuum” trófico, poderiam estar promovendo modificações
na composição e densidade dos três grupos zooplanctônicos (Copepoda, Cladocera e
Rotifera) que ocorrem neste sistema.
Estudos realizados por Lampert (1987), sobre a interação entre zooplâncton e
cianobactérias, demonstraram a ausência de grandes dafinídeos na presença de
colônias ou filamentos de cianobactérias do fitoplâncton, sendo constatada que várias
espécies de zooplâncton apresentaram casos de inibição alimentar e aumento da
mortalidade, quando expostas as cianobactérias. No entanto, uma situação inversa foi
descrita por Yoo et al. (1995), em que algumas espécies de rotíferos e Daphnia foram
capazes de se alimentar de cianobactérias tóxicas sem serem afetadas.
Desta forma, o efeito tóxico promovido por algumas cianobactérias poderia estar
sendo refletido pela ausência ou mesmo redução de alguns grupos zooplanctônicos no
ambiente impactado por estes florescimentos, como mencionado por Costa et al.
(2004) e Ferrão-Filho et al. (2004), durante ensaios ecotoxicológicos com C. raciborskii
e seus efeitos em organismos zooplanctônicos. Os autores verificaram que diferentes
espécies de zooplâncton respondem de maneira distinta à presença desta
cianobactéria, sendo observado efeitos como paralisia e letalidade de Daphnia pulex e
Moina micrura na presença desta cepa tóxica.
Uma outra hipótese, que poderia explicar o domínio de C. raciborskii durante
eventos de florescimentos nos últimos reservatórios do rio Tietê, foi apresentada por
Branco e Cavalcanti (1999) no Lago Paranoá, DF, em que se faz menção à capacidade
desta espécie de fixar o nitrogênio atmosférico. Esta hipótese pode ser descartada
para o presente estudo, como explicação para a dominância de C. raciborskii nos
ambientes em que foram registrados, visto que um pequeno número dos tricomas
(10%) desta espécie continha a presença de heterocitos. Logo, a ausência de
heterocitos, nos tricomas analisados de C. raciborskii coletados nos reservatórios do
Sistema Tietê, é justificável pelo fato do nitrogênio não ter sido um elemento limitante
nestes ambientes, sobretudo na forma do íon amônio, que é considerada uma forma
preferencial de absorção de nitrogênio por esta espécie (ISTVÁNOVICS et al., 2000).
Uma situação semelhante a esta, com baixo percentual de heterocítos por
tricomas de C. raciborskii em um local com altas concentrações de nitrogênio, foi
observada em estudos realizados em diferentes regiões no país, como os de Branco e
Senna (1994) no Lago Paranoá (DF), Huszar et al. (2000), em açudes na região
nordeste, Bouvy al. (1999, 2000) e Costa (2003) em reservatórios rasos no semi-árido
221
de Pernambuco e Rio Grande do Norte, respectivamente, e finalmente o de Tucci e
Sant´anna (2003), no Lago das Garças (SP)
A dominância de Cylindrospermopsis raciborskii nos últimos reservatórios do rio
Tietê durante este estudo está em concordância com o observado por Branco (1991)
apud Talamoni (1995) no reservatório Paranoá, DF. O autor sugeriu que a dominância
de C. raciborskii seria favorecida por um conjunto de fatores, como: período
prolongado de estratificação na época chuvosa provocando a depleção de nutrientes
no epilímnio, maiores valores de pH e temperatura, ausência de herbivoria pelo
zooplâncton, capacidade de migração na coluna d`água e fixação de nitrogênio e longo
tempo de retenção da massa d`água.
Uma outra possível explicação para o desenvolvimento e manutenção dos
florescimentos de C. raciborskii, sobretudo nos reservatórios de Promissão, Nova
Avanhandava e Três Irmãos, poderia estar associada à maior estabilidade na camada
superficial (0,5 a 2 m) da coluna d`água, bem como a uma limitação nutricional ocorrida
nas água destes reservatórios, se comparado aos demais durante o estudo. Embora os
registros de vento, nas estações medidoras de Araçatuba e Auriflama, tenham sido
maiores (>6 m/s), quando comparados aos valores da estação de Jaú, estes
representam a média daquelas semanas em que foram realizadas as coletas, logo, é
justificável que durante o dia das coletas possam ter sido mantidas condições
propícias, como ventos de menor intensidade (ventos < 6 m/s), formando estratificação
nas camadas superficiais da coluna d`água destes reservatórios.
Uma situação similar foi descrita por Branco e Senna (1994) e Souza et al. (1998)
no reservatório de Paranoá, DF, e no Rio Pequeno (braço do reservatório Billings), SP,
respectivamente, quando foi registrada a dominância de C. raciborskii, com altas
densidades, durante ocasiões de elevada estratificação na coluna d`água destes
ambientes.
Saker e Griffiths (2001), durante um estudo realizado no Lago Julius, Queensland
(Austrália), apontaram o domínio de Cylindrospermopsis raciborskii, com altas
concentrações de organismos, associada aos períodos de elevada estabilidade na
coluna d`água. Outros estudos realizados em regiões tropicais e subtropicais, também
constataram esta forte relação entre a abundância de C. raciborskii e a estabilidade na
coluna d`água, a exemplo do que foi observado no Lago Naivasha (KALFF e
WATSON, 1986), no Lago Valencia (LEWIS, 1986), no Lago Victoria (KOMÁREK e
KLING, 1991), e no Reservatório Solomon (HAWKINS e GRIFFITHS, 1993).
Conforme mencionado anteriormente, uma possível limitação nutricional ao longo
dos reservatórios em cascata poderia ter contribuído para este arranjo e distribuição
espacial entre as diferentes espécies de cianobactérias durante os eventos de floração.
222
Esta argumentação é sustentada pelo fato da maioria dos parâmetros físicos e
químicos (temperatura, pH, oxigênio dissolvido da água), além das condições de
estabilidade superficial na coluna d`água (baixa turbulência), analisados entre os
reservatórios do rio Tietê, terem apresentado semelhanças entre si durante grande
parte do estudo, enquanto que a concentração de nutrientes disponíveis na água não
apresentou esta mesma tendência, ao longo da série de reservatórios em cascata,
durante as ocasiões de coleta.
Dentre os nutrientes investigados, os baixos valores para o fósforo,
principalmente as formas de ortofosfato registradas nos últimos reservatórios do rio
Tietê, poderiam ter limitado a ocorrência de Microcystis spp, ocasionando uma redução
na freqüência e predominância de suas espécies nestes ambientes e que, por outro
lado, poderia ter favorecido o maior desenvolvimento e predomínio de C. raciborskii
nos florescimentos registrados nestes locais. Esta argumentação é valida, visto a
grande versatilidade de C. raciborskii na ocupação de ambientes, mesmo quando estes
encontram-se exauridos por fósforo (ISTVÁNOVICS et al., 2000 ).
A existência de diferentes razões de nutrientes, a exemplo do nitrogênio e
fósforo, podem explicar o padrão de distribuição das espécies fitoplanctônicas em um
determinado ecossistema aquático. Segundo Hecky e Kilman (1988), o fósforo é tido
com principal elemento controlador da produção fitoplanctônica em ambientes
continentais, em regiões temperadas e tropicais, em razão da sua influência direta no
aumento da biomassa dos organismos. Para Elser et al. (1990) e Downing et al.
(1999), tanto o fósforo quanto o nitrogênio atuam como fatores condicionantes no
crescimento do fitoplâncton. Entretanto, alguns estudos demonstram que os grupos
fitoplanctônicos, especialmente as cianobactérias não fixadoras de nitrogênio (como
Microcystis), são conhecidas por sua maior eficiência na competição por nitrogênio do
que por fósforo (TILMAN et al., 1982; SMITH, 1983; GIANI e DELGADO, 1997;
HYENSTRAND et al., 1998). A influência de fatores como a temperatura e a
intensidade luminosa pode interagir na eficiência das cianobactérias quanto à
assimilação destes nutrientes (TILMAN et al., 1982; RÜCKERT e GIANI, 2004).
Segundo Istvánovics et al. (2000), muitas das espécies de cianobactérias
capazes de fixar o nitrogênio atmosférico tendem a apresentar uma maior afinidade
pelo fósforo do que aquelas espécies não fixadoras. No caso de C. raciborskii, estudos
revelam que esta espécie tem uma alta afinidade na captura do fósforo, podendo
absorvê-lo e estocá-lo de forma abundante no interior de suas células num processo
conhecido como “luxury uptake” e descrito por Padisák e Istvánovics (1997). Esta
capacidade de armazenagem, combinada com a alta afinidade pelo fósforo, torna C.
raciborskii um competidor de sucesso de amplo espectro, em ambientes nos quais as
223
concentrações de fósforo estejam permanentemente baixas ou sujeitas a flutuações
continuas (ISTVÁNOVICS et al., op. cit).
Para Tucci e Sant´anna (2003), a substituição de Microcystis aeruginosa por
Cylindrospermopsis raciborskii no Lago das Garças (SP), com o sucesso e predomínio
desta última espécie, esteve diretamente associada à redução nas concentrações de
fósforo total na água, decorrentes da intensa absorção desse nutriente por bancos de
macrófitas aquáticas flutuantes (Eichornia crassipes), presentes no lago durante um
ciclo anual.
Estudos realizados por Bouvy et al. (2000), em reservatórios localizados no semi-
árido em Pernambuco, destacaram a expressiva dominância do gênero
Cylindrospermopsis em até 80% destes ambientes, sendo uma decorrência da
combinação de parâmetros físico-químicos da água e fatores climáticos no local. No
entanto, estes autores discorrem que uma das possíveis explicações para o domínio
deste gênero estaria associada não apenas ao elevado estado trófico dos
reservatórios, mas às características intrínsecas deste gênero, como a potencialidade
de fixar nitrogênio atmosférico e a capacidade de armazenamento abundante de
fósforo em suas células (PADISÁK e ISTVÁNOVICS, 1997).
5.7 Densidade das florações de cianobactérias nos reservatórios do rio
Tietê e recomendações segundo as Normas da OMS e Portaria 518 no
país
Durante o estudo, constatou-se que a maioria dos reservatórios avaliados
apresentou valores de densidade das cianobactérias (células/mL) sempre acima de
2.000 células/mL, exceção apenas para o reservatório de Três Irmãos, nos meses de
novembro/2002 e fevereiro/2003, em que baixas densidades foram registradas, com
valores entre 510 e 1.500 cél/mL, respectivamente. De acordo com as ações
recomendadas pela Organização Mundial da Saúde (CHORUS e BARTRAM, 1999),
valores acima de 2.000 cél/mL estariam classificando estes ambientes com um nível de
alerta 1, caso estes reservatórios venham a ser utilizados para o abastecimento
público, sendo exigido o monitoramente de cianobactérias, com avaliações da
toxicidade das cepas duas vezes por semana. Este mesmo resultado, se aplicado á
portaria vigente no país, Portaria 518 do Ministério da Saúde (BRASIL, 2004),
enquadraria estes reservatórios em um nível de vigilância, que prioriza o
monitoramento mensal no ponto de captação quando o número de cianobactérias não
exceder 10.000 cél/mL.
224
Situação intermediária em relação a densidade de cianobactérias, com valores
entre 10.000 e 20.000 cel/mL, foi observada em 8 ocasiões durante este estudo, sendo
4 destas observadas especialmente no reservatório de Nova Avanhandava. Os valores
registrados para a densidade de cianobactérias, segundo a Portaria 518, enquadrariam
estes reservatórios num nível de alerta 1, sendo recomendado o monitoramento com
freqüência semanal para contagem de cianobactérias no ponto de captação no
manancial. Para uma mesma situação, mas, segundo a recomendação da OMS, estes
reservatórios ainda seriam mantidos no nível de alerta 1, mantendo-se o procedimento
descrito anteriormente, embora já comece a haver riscos moderados à saúde, caso
ocorra contato direto com a água bruta em atividades de recreação.
A grande parcela das amostras coletadas (20 amostras no total) ao longo dos
reservatórios do rio Tietê apresentou valores iguais ou acima de 20.000 cél/mL, mas
inferior a 100.000 cél/mL. Estes resultados, se aplicados à Portaria 518, enquadrariam
os reservatórios em nível de alerta 2, o que implicaria, caso confirmada a presença de
gêneros potencialmente tóxicos, a adoção de medidas como a análise semanal de
cianotoxinas na água, na saída do tratamento e nas entradas (hidrômetros) das
clínicas de hemodiálise e indústrias de injetáveis. Esta análise pode ser eventualmente
dispensada caso não houver comprovação de toxicidade na água bruta, por meio da
realização semanal de bioensaios em camundongos. Estes valores, se aplicados às
recomendações da OMS, estariam novamente enquadrando os reservatórios no nível
de alerta 1, mantendo-se as mesmas prerrogativas descritas anteriormente para este
nível.
No presente estudo, foram registradas apenas duas amostras em que as
densidades de cianobactérias foram superiores a 100.000 cél/mL. Estas amostras
estiveram associadas a um único reservatório (reservatório de Bariri), em ocasiões
distintas: novembro/2002 (140.000 cél/mL) e outubro/2003 (108.000 cél/mL). Diante
desta circunstância, caso este reservatório estivesse sendo utilizado para o
abastecimento público, o recomendado pela OMS e Portaria 518 seria a adoção do
nível de alerta 3. Neste nível, seria necessária a busca de outra fonte alternativa de
abastecimento de água e a adoção de formas não convencionais de tratamento da
água, como a dosagem de carvão ativado e/ou a supercloração, seguida do aumento
do tempo de contato, dependendo do caso. Em complemento a esta medida
operacional, deve-se informar às autoridades de saúde locais, hospitais, clínicas de
hemodiálise, indústrias de injetáveis (refrigerantes) e autoridades e público em geral,
utilizando-se cartilhas didático-explicativas sobre os riscos do uso destas águas para o
abastecimento.
225
Tendo em vista que os reservatórios do rio Tietê ainda não são destinados ao
abastecimento público, um maior risco potencial poderia estar sendo assumido aos
outros usos dos ambientes, tais como: atividade de recreação, pesca, aqüicultura e
dessedentação de animais domésticos e selvagens, o que de certo modo representa
uma preocupação para a saúde ambiental, frente aos inúmeros casos descritos na
literatura sobre os efeitos deletérios das cianobactérias e suas cianotoxinas em
animais domésticos e selvagens (CARMICHAEL, 1994; FALCONER, 1999; CODD,
2000; CHORUS, 2001b), sua possível bioacumulação ao longo da cadeia trófica
(VASCONCELOS, 1995; CHRISTOFFERSEN, 1996; SAKER e EAGLESHAM, 1999;
FERRÃO-FILHO et al., 2000b, 2002; SIPIÄ et al., 2001ab; MAGALHÃES et al., 2003;
MOHAMED et al., 2003), além dos casos de doenças como pneumonia aguda,
moderadas gastroenterites e irritações da pele, após exposição às águas de recreação
contendo cepas tóxicas (PILOTTO et al., 1997; FALCONER, 1999, 2001).
Estudos realizados por Agujaro e Isaac (2003), na Bacia do rio Piracicaba, em
especial nos rios Piracicaba, Capivari e Jundiaí, SP, nos anos de 2000 a 2003,
demonstraram episódios de florescimentos de cianobactérias potencialmente tóxicas
em diferentes pontos de captação, recreação e piscicultura na região. Nestes eventos
de florescimentos, 14 pontos de captação de água para abastecimento público foram
enquadrados como nível de alerta 2, enquanto que 1 ponto obteve nível de alerta 3. Tal
situação esteve condicionada à combinação de baixas vazões nestes reservatórios
durante o período de estiagem, em associação ao aumento na carga de nutrientes e às
condições hidráulicas estáveis que promoveram a eutrofização dos mananciais. De
acordo com Agujaro e Isaac (op. cit.), os dispositivos criados pela Portaria 1469 (atual
Portaria 518) sobre a qualidade de água para abastecimento público são de extrema
importância, visto a obrigatoriedade no monitoramento das cianobactérias nas
captações de água e a análise de suas toxinas, estabelecendo os limites máximos de
concentrações aceitáveis. No entanto, estes mesmos autores argumentam a falta de
legislação específica para redução de teor de fósforo em detergentes domésticos,
assim como a introdução de parâmetros na legislação atual que avaliem a eutrofização
e suas conseqüências sobre emissões e enquadramento de corpos d`água.
Uma situação semelhante foi descrita por Vieira (2002), no reservatório de
Utinga, PA, em que as maiores densidade de cianobactérias tóxicas (< 10.000 cél/mL)
foram verificadas durante o período de estiagem, enquadrando este corpo d`água em
alerta nível 1, enquanto baixas densidades destas cianobactérias (≥ 3.800 cél/mL)
foram verificadas somente no período chuvoso, classificando estes mesmos pontos de
captação no reservatório em nível de menor risco, ou seja, nível de vigilância. De
acordo com autor, o padrão de variabilidade nas densidades das espécies de
226
cianobactérias nocivas, presentes nos pontos de captação, representa um risco
eminente à saúde humana, visto que neste manancial (que responde por 75% do
abastecimento da capital do Estado do Pará) foram detectadas em 31,2 % das
amostras de água bruta analisadas a presença de microcistinas.
Para Vieira (2002), o grau de contaminação por cianobactérias tóxicas no
reservatório de Utinga (PA) deflagra a atual situação de eutrofização em que muitos
mananciais de abastecimento no país encontram-se atualmente, assim como a
necessidade imediata da implantação de programas de monitoramente constante, além
de medidas de controle dos fatores que ocasionem da deterioração nas águas destes
ambientes.
Quanto ao uso de águas de recreação em locais que estejam contaminados por
florações de cianobactérias, a OMS elaborou um guia para o uso destas águas
(CHORUS e BARTRAM, 1999; WHO, 2003), cujas recomendações estão baseadas em
três níveis de alerta, quanto à presença destas algas e em seus valores de clorofila a.
Neste guia, quando a densidade de cianobactérias atinge 20.000 cél/mL ou a clorofila a
ultrapassa o valor de 10 µg/L, os riscos à saúde humana são moderados, mas podem
ocorrer irritações na pele e disfunção gastrointestinais. Nesta situação devem ser
colocados avisos de advertência aos riscos de contato com a água contaminada e
informar às autoridades competentes, como a vigilância sanitária do município ou da
região de abrangência. Quando a densidade de cianobactérias ultrapassar 100.000
cél/mL ou a clorofila a atingir 50 µg/L, já estão potencializados maiores riscos
epidemiológicos à saúde humana, como toxicidade crônica e moderada para irritações
na pele e disfunções gastrointestinais. Neste caso, devem ser removidas as natas ou
minimizadas as condições que favoreçam o seu desenvolvimento, além de proibir o
banho e realizar investigações epidemiológicas, colocando avisos de advertência e
informar às autoridades competentes. Já sob circunstâncias em que há formação de
natas de cianobactérias às margens do corpo d`água, os riscos potenciais para uma
toxicidade aguda ou crônica são moderados para irritação da pele, com propensão às
disfunções gastrointestinais. Nesta situação, além do recomendado anteriormente,
devem ser informados os órgãos públicos e as autoridades competentes.
Estudos epidemiológicos sobre a associação entre algumas doenças e a
exposição a banhos em águas que contenham cianobactérias demonstram relação
entre a concentração de células na água e os sintomas apresentados por banhistas
(PILOTTO et al., 1997). Segundo Pilotto et al. (op. cit.), estes sintomas tendem a
aumentar quando a densidade das células de cianobactérias ultrapassa valores de
5.000 cél/mL, sendo observado manutenção de efeitos menores, quando reduções nas
concentrações de células são comuns, embora Mittal et al. (1979) apud Chorus e
227
Bartram (1999) tenham demonstrado que reações alérgicas das cianobactérias são
bem conhecidas, independente de seus efeitos tóxicos.
Uma alta probabilidade de efeitos adversos à saúde humana pode estar sendo
normalmente associada ao contato direto com as águas contaminadas por florações de
cianobactérias tóxicas. Tal fato decorre das abundantes evidências existentes sobre as
potencialidades severas à saúde, em conseqüência da ingestão das escumas
formadas por estes organismos nocivos (WHO, 2003). Nenhuma fatalidade humana
tem sido associada, inequivocadamente, à ingestão de cianotoxinas durante atividades
de recreação aquática, embora inúmeros animais viessem a morrer após o consumo
da água contaminada por escumas de cianobactérias. Algumas destas discrepâncias
podem ser explicadas pelo fato dos animais consumirem grandes volumes de água
contendo estas escumas, em relação ao seu peso corpóreo, enquanto ingestões
acidentais destas escumas por seres humanos, durante as atividades de recreação
(como a natação), são tipicamente resultantes em baixas doses de exposição (WHO,
op. cit).
O contato com a água por meio de atividades de recreação pode apresentar
diferentes rotas de exposição às toxinas de cianobactérias. Normalmente nadar em
escumas de cianobactérias pode causar prejuízos pela ingestão da água, bem como
diferentes efeitos sobre a pele e olhos. De acordo com a OMS (WHO, 2003), a
inalação de esporos ou células secas de cianobactérias ou águas contaminadas são
mais perigosas do que a ingestão de água contaminada, o que indica uma
potencialidade de riscos da prática de esportes aquáticos em águas de recreação
contaminadas pelas cianotoxinas produzidas por estas florações. Estudos realizados
pela Organização Mundial da Saúde (WHO, 2003) demonstraram a existência de
grupos de risco numa determinada população humana mais sensível a cianotoxinas
(como as microcistinas) e que requerem atenção especial, tais como as pessoas que já
tenham contraído hepatite do tipo B, crianças e pessoas mais idosas.
Durante o presente estudo foram registradas situações de exposição aos riscos à
saúde humana, no contato direto com as águas contaminadas por cepas tóxicas de
cianobactérias ao longo dos reservatórios do rio Tietê. As fotos a seguir exemplificam
alguns dos usos feitos pelas populações locais às margens dos reservatórios do rio
Tietê, bem como os riscos à saúde humana no contato direto com as florações de
cianobactérias tóxicas.
Na Figura 91a está representado o reservatório de Barra Bonita, em novembro de
2002, com a presença de florescimentos de cianobactérias tóxicas, sobretudo de
Microcystis spp, sendo as margens deste mesmo reservatório, na região à jusante,
utilizada para atividades de pesca para consumo próprio, conforme representado na
228
Figura 91b.
Figura 91. Coleta de amostra no reservatório de Barra Bonita (novembro/2002) em locais com
florações de cianobactérias à montante (a) e utilização destas águas para pesca na região à
jusante do reservatório (b).
Outra situação que exemplifica os usos das águas pelas comunidades, às
margens dos reservatórios do Sistema Tietê foi verificada durante a coleta no
reservatório de Nova Avanhandava, em novembro de 2002, em que florações de
cianobactérias, especialmente de C. raciborskii (Figura 92a), foram detectadas. Nesta
mesma ocasião, verificou-se a uma pequena distância (200 m) do ponto de coleta das
florações, a presença de banhistas, utilizando as margens como balneário natural
(Figura 92b).
Figura 92. Coleta das natas de floração de cianobactérias (a) e utilização desta área para
atividades de recreação e lazer (b) no reservatório de Nova Avanhandava (novembro/2002).
De acordo com a resolução CONAMA n
0
357, de 17 de março de 2005 (BRASIL,
2005), as águas, a exemplo do Médio e Baixo rio Tietê, enquadradas como classe 2,
são destinadas ao abastecimento humano após tratamento convencional, à proteção
das comunidades aquáticas, à recreação de contato primário, à irrigação de hortaliças
e plantas frutíferas e à criação natural e/ou intensiva (aqüicultura) de espécies
destinadas à alimentação humana. No entanto, nesta classe, a atual resolução não
dispõe sobre qualquer informação quanto à presença de cianobactérias e suas toxinas,
somente estabelece condições e padrões limites na presença de microorganismos
229
patogênicos como Escherichia coli e/ou coliformes termotolerantes que possam estar
presentes no corpo d`água.
A presença das cianobactérias está contemplada somente no artigo 16, para
águas de classe 3:
Art. 16. As águas doces de classe 3 observarão as seguintes condições e
padrões:
I - condições de qualidade de água:
h) Cianobactérias para dessedentação de animais: os valores de densidade de
cianobactérias não deverão exceder 50.000 cél/mL ou 5 mm
3
/L
No que diz respeito à presença de parâmetros orgânicos, a atual resolução não
preconiza qualquer limite ou padrão tolerável sobre a presença e/ou concentrações
limites de cianotoxinas em corpos d`água sobre quaisquer classes, regulando esta
matéria apenas a Portaria 518 do Ministério da Saúde, que estabelece padrões para
águas de abastecimento público. Logo, essa omissão na resolução CONAMA deixa em
descoberto a eminente potencialidade de risco à saúde humana, diante da presença
das cianotoxinas, em atividades de recreação e lazer, ou mesmo no uso deste recurso
para pesca e cultivo de organismos para fins de consumo intensivo.
Apesar da importância dos dispositivos legais estabelecidos e apresentados na
atual resolução CONAMA, a determinação desta resolução quanto à presença de
florescimentos de cianobactérias e suas toxinas ainda são escassas, dificultando a
aplicação do princípio da prevenção dos riscos nestes casos. As florações de
cianobactérias têm sido um dos problemas mais freqüentes em diferentes bacias
hidrográficas no território nacional nos últimos anos. A discussão sobre a problemática
da eutrofização nas bacias hidrográficas pode resultar em instrumentos de gestão de
grande valia para a minimização dos agentes responsáveis pelo surgimento e
proliferação das florações de cianobactérias tóxicas. A prevenção de florações de
cianobactérias é a abordagem mais racional a ser adotada pelos responsáveis pelo
uso de um manancial, para evitar os problemas potenciais de toxicidade e de gosto e
odor na água causada pelas florações (AZEVEDO, 2004).
Deste modo, uma maior clareza sobre estes riscos pode vir a ser, futuramente,
considerada no planejamento e aprovação de novos empreendimentos, bem como na
adoção de medidas que possibilitem a redução de nutrientes em empreendimentos já
instalados nas bacias hidrográficas no país, podendo, inclusive, estar sendo
contemplado de maneira enfática no Plano de Bacias Hidrográficas elaborado pelos
Comitês responsáveis.
Um exemplo de aplicação das medidas de controle da eutrofização foi uma
resolução aprovada recentemente pelo CONAMA (ASCOM, 2005), pela qual os
230
fabricantes de sabão e detergente em pó terão três anos para reduzir em 1,5% a
concentração de fósforo na fórmula desses produtos. A medida implicará na redução
da quantidade dessa substância nos rios de todo o País, de 64 toneladas por dia para
46 toneladas por dia, melhorando a qualidade da água consumida pela população.
Uma outra questão que poderia ser amplamente discutida faz menção sobre
novos fatores promotores da eutrofização em ambientes aquáticos, como a atual
política nacional de incentivos à piscicultura em tanques-redes, em reservatórios em
todo território nacional, promovida pela Secretaria Especial de Aqüicultura e Pesca
(SEAP).
Esta política se consolidou após a criação do Decreto nº 4.895 (25 de novembro
de 2003), juntamente com a Instrução Normativa Interministerial nº 8, entre a
Secretaria Especial da Aqüicultura e Pesca e o Ministério do Meio Ambiente, que
dispõe sobre a autorização do uso de água pública para a aqüicultura e estabelece
diretrizes para a implantação de parques aqüícolas. A perspectiva é de que com a
utilização da capacidade de suporte, seja utilizada 1% da área dos corpos d’água de
domínio da União, ou seja, que 1% deverá ser a área máxima de ocupação do
reservatório para fins de aqüicultura.
Diante deste panorama de incentivos do governo federal à aqüicultura
continental, um grande número de consórcios e cooperativas de criadores de peixes
em tanques-redes estão se consolidando em ambientes como reservatórios, em
diferentes regiões do país, por meio da implantação de pequenos empreendimentos à
estruturação de parques aqüícolas às margens de grandes reservatórios. Exemplos
desta política de implemento a esta atividade aqüícola em reservatórios no país têm
sido observados em algumas regiões, como nos lagos dos reservatórios de Serra da
Mesa (GO) (SEAP, 2004) e de Ilha Solteira (SP) (ISAWEB, 2004).
Esta política, recentemente adotada, suscita uma maior atenção por parte dos
gestores públicos ambientais e dos órgãos ambientais competentes na avaliação dos
relatórios de impactos ambientais sobre a viabilidade desta atividade e as possíveis
alterações ambientais negativas provocadas pela inadequação da proposta, vista que a
criação de peixes em tanques-rede constitui mais um fator favorável ao
desenvolvimento e proliferação das microalgas toxigênicas, devido à adição contínua
de compostos orgânicos como fonte de alimentação de peixe (KAMOGAE, 2002).
Além disso, vários estudos sobre avaliação ambiental de sistemas de produção
relacionados ao cultivo de peixes em viveiros, lagos ou reservatórios indicam que as
atividades desenvolvidas no entorno desses ambientes são uma das principais causas
da alteração da qualidade da água e dos índices de produtividade dos sistemas de
produção (GOLDBERG e TRIPLETT, 1977; CICHRA et al., 1994; COMITÊ, 1996).
231
5.8 Detecção de cianotoxinas nos reservatórios do Sistema Tietê
As cianobactérias produzem metabólitos secundários, componentes que não são
utilizados pelo organismo durante o seu metabolismo primário, como exemplo, na
divisão celular. Dentre eles tem-se os componentes que atuam como hormônios,
antibióticos e toxinas. Estes componentes secundários causam normalmente efeitos
danosos em outros tecidos, células e organismos (CARMICHAEL, 1992).
As cianotoxinas podem ser produzidas e liberadas durante todo o ciclo de vida
das cianobactérias ou armazenadas até as células morrerem. Quando liberadas no
ambiente aquático, tais substâncias podem persistir por várias semanas e meses
(FALCONER, 1993).
Embora existam dúvidas sobre a real necessidade de produção das cianotoxinas,
é sugerido que estas toxinas têm papel importante de defesa, inibindo a ação de
predadores ou algas competidoras, como a dos anti-herbívoros produzidos por
algumas plantas (CARMICHAEL, 1992); sendo muitas destas sustâncias consideradas
como uma das principais causas do aumento no número de casos de intoxicação e
morte de animais domésticos e silvestres nos últimos anos (CODD, 2000).
Um problema que dificulta a avaliação do risco potencial de ocorrência de
cianobactérias tóxicas em um corpo d`água decorre do comportamento diferenciado
destas florações em função das variáveis ambientais (JACOBY et al., 2000), da
complexidade de tais florescimentos (CARMICHAEL et al., 1988), bem como da
capacidade de uma mesma espécie de cianobactéria produzir mais de um tipo de
toxina (SIVONEN, 1996).
Em muitos casos, as cianotoxinas, como metabólicos secundários, são
responsáveis pela formação de fotopigmentos, que se acumulam no citoplasma em
determinadas situações (PAERL e MILLIE, 1996). A produção destas endotoxinas é
máxima quando as condições de crescimento são ótimas, por este motivo, se observa
uma produção diretamente proporcional ao aumento da biomassa (ROBILLOT et al.,
2000).
As florações de cianobactérias nem sempre são compostas exclusivamente por
espécies tóxicas, podendo, algumas vezes, conter alguns organismos não produtores
de toxinas (YOO et al., 1995). Contudo, estudos têm demonstrado que entre as
florações de cianobactérias, cerca de 50 a 70 % são constituídas por espécies tóxicas
(SIVONEN et al., 1990; LAWTON e CODD, 1991; VASCONCELOS, 1994; YOO et al.,
1995).
No Brasil, estudos realizados por Costa e Azevedo (1994) reportam que 75% das
232
cepas isoladas de diferentes regiões amostradas no território nacional mostraram-se
tóxicas quando testadas em biensaios, podendo este percentual chegar a 81%,
segundo um manual divulgado pela FUNASA, sobre cianobactérias tóxicas e
processos de tratamento de água para consumo humano (FUNASA, 2003).
Durante o estudo foram detectadas, na maioria dos reservatórios do rio Tietê, a
presença de cianotoxinas como hepatotoxinas (microcistinas) e neurotoxinas do grupo
das toxinas paralisantes (PSTs) (saxitoxinas). Apesar da ampla distribuição destas
cianotoxinas ao longo do Sistema Tietê, foi constatado que as maiores concentrações
ocorrem nos primeiros reservatórios do rio Tietê (Barra Bonita, Bariri e Ibitinga),
enquanto que as neurotoxinas foram mais freqüentes nos últimos reservatórios do
sistema em cascata. Este fato é justificável pela ocupação e domínio de determinadas
espécies de cianobactérias produtoras destes compostos bioativos em porções
distintas dos reservatórios em cascata durante o presente estudo.
5.9 Microcistinas nos reservatórios do rio Tietê
Microcistinas foram detectadas em 100% das amostras analisadas dos
reservatórios do Sistema Tietê, o que está relacionado com a elevada presença de
algumas algas produtoras desta hepatotoxina, como Microcystis spp, encontradas nas
amostras coletadas neste estudo.
A ampla freqüência de ocorrência de microcistinas nos reservatórios do rio Tietê,
de modo geral, está compatível com os percentuais encontrados em florescimentos de
cianobactérias em diferentes regiões no mundo, com 74% do total das amostras em
Lagos e reservatórios na Alemanha (UENO et al., 1996), 66% no total de 300 amostras
em lagos na Dinamarca (HENRIKSEN e MOESTRUP, 1997), de 70 a 74% no total das
amostras em lagos no Canadá e França (KOTAK et al., 1995; VEIZE et al., 1997),
respectivamente, e de 96% das amostras analisadas em 29 lagos e reservatórios em
Portugal utilizados para abastecimento e recreação (VASCONCELOS, 1999).
As elevadas prevalências de microcistinas nas amostras analisadas dos
reservatórios investigados, de modo geral, são superiores quando comparadas aos
resultados descritos em outros trabalhos realizados em mananciais de abastecimento
público no país. Em análises efetuadas por meio de CLAE e ELISA, em águas brutas
de 83 mananciais brasileiros, Cieslinski et al. (2001) detectaram que de 25,5 a 68,3%
desses corpos hídricos estavam contaminados por esta cianotoxina. Estudos
realizados por Costa (2003), em um reservatório no Estado do Rio Grande do Norte,
obtiveram valores de até 67% na prevalência de microcistinas em amostras analisadas
de água bruta para consumo humano. Percentuais menores quanto à presença desta
233
cianotoxina foram detectados por Hirooka et al. (1999) e Vieira (2002), em
reservatórios de abastecimento de água nos Estados do Paraná e Pará, cujos valores
máximos variaram de 18 e 31,2%, respectivamente, nas amostras coletadas.
As concentrações máximas registradas para microcistinas nos reservatórios
investigados variaram entre 150 e 125 µg/L, ambas registradas no mês de fevereiro de
2003, nos reservatórios de Bariri e Ibitinga, respectivamente. Os valores máximos
registrados desta cianotoxina durante o estudo estão compreendidos em uma faixa
intermediária de concentração, se comparados aos níveis encontrados em trabalhos
com florações de cianobactérias em diferentes regiões no mundo, especialmente de
Microcystis spp. Estes valores estão em sua maioria abaixo daqueles valores relatados
em outros países, como 1.800 µg/L na Austrália (JONES e ORR, 1994), 13.000 µg/L,
no Japão (UENO et al., 1996) e 11. 410 µg/L, na Alemanha (FRANK, 2002). Contudo,
deve-se ressaltar que essas altas concentrações de microcistinas apresentadas
anteriormente, nem sempre foram encontradas em corpos hídricos utilizados
exclusivamente para o suprimento de água ao consumo humano.
Relatos sobre as concentrações de microcistinas, quando expressas em
conteúdo intracelular, têm revelado valores extremamente superiores, atingindo níveis
de até 25.000 µg/g (p.s) em lagos e reservatórios na Alemanha (CHORUS, 1998 apud
CHORUS e BARTRAM, 1999), porém, estas altas concentrações foram originadas de
escumas formadas por florações de cianobactérias, principalmente de Microcystis spp.
Estudos realizados por Vasconcelos (1999), em lagos e reservatórios em Portugal,
constataram concentrações próximas àquelas encontradas nos reservatórios do
Sistema Tietê, cujos valores variaram entre 37 e 102 µg/L, sendo a maioria destes
corpos d`água utilizados para abastecimento público e para fins de recreação e lazer.
Os estudos sobre a ocorrência de microcistinas em mananciais no Brasil,
baseados na utilização do teste imunoenzimático (ELISA), vêm sendo realizados com
sucesso nos últimos anos, entretanto, estes abrangem apenas determinadas regiões
ou localidades no país (CIESLINSKI, 2003). As concentrações de microcistinas obtidas
nos reservatórios do Sistema Tietê, durante este estudo, estão em sua maioria
próximas dos valores encontrados por Nobre (1997), na água bruta de represas de
abastecimento público no Estado de São Paulo, cujas concentrações máximas
variaram de 0,5 µg/L a 100 µg/L, nos reservatórios de Taiaçupeba e Jundiaí,
respectivamente.
Estudos realizados por Coelho et al. (1998), utilizando o kit ELISA, constataram
valores de microcistina entre 0,6 e 16 µg/L em amostras de água de três reservatórios
do Estado de São Paulo (Salto Grande – Americana, Billings e Guarapiranga – São
Paulo). Valores menores que estes foram reportados por Molica et al. (1999), no açude
234
Tabocas, Caruaru - PE, ao detectarem concentrações máximas de 11,40 ng/L de
microcistinas durante florescimentos dominados por Cylindorpermopsis raciborskii e
Aphanocapsa incerta.
Marino et al. (2001) relataram concentrações de microcistinas em amostras de
água bruta da represa de Rio Grande, SP, de até 28 µg/L. Ainda na capital paulistana,
Szajubok et al. (2001) determinaram, por meio de ELISA, concentrações de até 3 µg/L
desta cianotoxina na represa de Guarapiranga. Valores abaixo de 0,5 µg/L de
microcistinas foram detectados por Neto e Pinto (2001), por meio de ELISA, em
amostras de água bruta dos rios Capivari e Atibaia, região de Campinas (SP), durante
21 meses consecutivos de monitoramente nestes ambientes.
Estudos realizados por Jardim (1999), em um reservatório de abastecimento na
região de Alfenas (MG), demonstraram concentrações entre 0,5 e 1,11 µg/L de
microcistinas na água bruta de abastecimento do local. Valores próximos a este foram
reportados por Vieira (2002), analisando amostras de água bruta no reservatório de
Utinga (PA), cujas concentrações máximas detectadas desta cianotoxina variaram
entre 0,36 e 1,25 µg/L, em dois pontos distintos de captação de água.
Costa (2003) verificou, durante estudos realizados em um importante reservatório
de abastecimento de água no Estado do Rio Grande do Norte, o risco permanente de
exposição às cianotoxinas no suprimento de água à população do local, tendo em vista
os altos valores encontrados para microcistinas na água bruta de captação, que
variaram de 3,60 a 8,8 µg/L.
No Estado do Paraná, Hirooka et al. (1999) detectaram, por meio do teste de
ELISA, a presença de microcistinas em amostras de água; dentre estas, duas foram
obtidas de reservatórios utilizados para o abastecimento público, cujas concentrações
variaram de 0,26 a 6,62 µg/L. Um estudo realizado por Kamogae (2002), neste mesmo
estado, utilizando a técnica IC-ELISA, constatou concentrações de microcistinas
variando entre 134 e 1700 µg/L nos reservatórios de Três Bocas e Capivara,
respectivamente. Nesta mesma ocasião, Kamogae (op. cit.) também constatou
concentrações variáveis de microcistinas, de 35 a 600 µg/L, em um ponto de captação
de água de abastecimento público no Lago de Itaipu (PR), o que, segundo a autora,
forneceu indícios do gradativo processo de eutrofização em que um dos maiores
reservatórios construídos no país e no mundo encontra-se atualmente.
De modo geral, os valores encontrados para microcistinas ao longo dos
reservatórios do Sistema Tietê, durante o presente estudo, despertam uma maior
atenção uma vez que o sistema é usado para fins de recreação, pesca, aqüicultura,
dessedentação de animais e recreação, bem como para uso mais nobres, como
abastecimento público. Diante destes aspectos, ressalta-se a obrigatoriedade, por
235
parte dos órgãos competentes, como as companhias de saneamento e poder público,
da adoção de medidas de intervenção que possibilitem minimizar e remediar o
acelerado processo de eutrofização neste importante Sistema fluvial do Estado de São
Paulo. Medidas iniciais, como o controle da poluição destes reservatórios, são de
extrema importância, pois garantem que o uso dessas águas superficiais não caminhe
para um colapso, como já vem sendo observado em algumas grandes metrópoles no
país.
5.10 Saxitoxinas nos reservatórios do rio Tietê
De forma similar à observada para as microcistinas, as saxitoxinas também foram
detectadas com freqüência na maioria das amostras analisadas durante o estudo,
atingindo o valor máximo de 85,29%. A ampla ocorrência e distribuição das saxitoxinas
ao longo dos reservatórios do rio Tietê, se justifica em função da presença de cepas
potencialmente produtoras desta substância, em especial de representantes do gênero
Anabaena e Cylindrospermopsis.
O percentual verificado na freqüência das saxitoxinas, nas amostras analisadas
dos reservatórios do rio Tietê, neste estudo, mostrou-se relativamente elevado quando
comparado com os valores registrados em outros trabalhos, como 34% em corpos
d`água na Alemanha (CHORUS e FASTNER, 2001) e 12,5% na região do Lago
Danish, Dinamarca (KAAS e HENRIKSEN, 2000).
Estudos recentes realizados por Kaas e Henriksen (2000) apontaram para a
elevada prevalência de toxinas paralisantes em vários lagos Dinamarqueses. Os
resultados destes trabalhos representam o primeiro registro desse tipo de neurotoxina
em lagos europeus e sugerem que as toxinas paralisantes possam estar mais
amplamente disseminadas do que indicam registros anteriores (KAAS e HENRIKSEN,
op. cit.). Prova disto está no número elevado de registros de florações produtoras
destas toxinas, nos últimos anos, em diversas regiões do mundo (HUMPAGE et al.,
1994; NEGRI et al., 1995,1997; SIVONEN e JONES, 1999; PEREIRA et al., 2000;
FERREIRA et al., 2001; SAKER et al., 2003).
A presença de saxitoxinas nas amostras analisadas durante o presente estudo,
possivelmente, é um reflexo do que acontece em grande parte nos corpos d`água no
país, o que se fundamenta principalmente no grande aumento do número de florações
constituídas por espécies potencialmente produtoras destas toxinas paralisantes.
Como exemplo, destaca-se a proliferação de espécies descritas como invasoras e
capazes de produzir este grupo de cianotoxinas, como Cylindrospermopsis raciborskii,
em diversos ambientes limnéticos no Brasil nos últimos anos (HUSZAR et al., 2000;
236
SANT´ANNA e AZEVEDO, 2000).
Estudos como os de Conte et al. (2000, 2001) e Yunes et al. (2003), na região Sul
do país, fazem menção à amplitude e distribuição de florações produtoras de
neurotoxinas, especialmente das saxitoxinas. Mais recentemente, Costa (2003)
verificou percentuais de até 100% na prevalência de saxitoxinas detectadas na água
bruta de abastecimento, em um importante reservatório de abastecimento de água no
semi-árido nordestino.
As concentrações máximas encontradas para as saxitoxinas nas amostras
analisadas durante o estudo variaram de 4,53 a 6,93 µg eq. STX/L. De modo geral, os
valores encontrados, em média, ficaram próximos aos registrados por Costa (2003) em
um reservatório de abastecimento no semi-árido nordestino (RN), cujo valor máximo foi
de 3,14 µg/L de saxitoxina. Valores próximos aos encontrados no presente estudo
foram verificados por Cunha (2004), nos reservatórios de Alagados (PR) e Farroupilha
(RS), cujos valores máximos variaram de 4,5 a 2,75 µg eq. STX/L, respectivamente.
Estudos realizados por Conte (2000) verificaram valores de até 1,55 µg/L de
saxitoxinas em reservatórios do Sistema Salto, na região do rio Cai, RS. Cunha (op.
cit.); durante este mesmo estudo, reportou valores máximos de saxitoxinas em
importantes mananciais de abastecimento na cidade de São Paulo da ordem de 1,8;
1,5 e 0,55 µg eq. STX/L nos reservatório Billings, Guarapiranga e Taiaçupeba,
respectivamente.
A elevada densidade de espécies potencialmente produtoras de saxitoxinas,
como Anabaena spp. e Cylindrospermopsis raciborskii, em boa parte das amostras
analisadas nos reservatórios do rio Tietê, pode justificar os altos níveis registrados
desta toxina durante um extenso período do estudo. Situações semelhantes foram
descritas por Costa (2003) e Cunha (2004), durante estudos realizados em diferentes
reservatórios na região nordeste e sul – sudeste do país, respectivamente, quando
associaram a dominância de Cylindrospermopsis raciborskii em amostras de água com
elevados valores de saxitoxinas, coletadas em mananciais de abastecimento de água
para consumo humano.
Atualmente, não há nenhum registro confirmado de mortes humanas causadas
por toxinas paralisantes produzidas por cianobactérias, entretanto, alguns gêneros de
dinoflagelados marinhos, que também produzem estas toxinas, já foram responsáveis
por mortes de seres humanos durante eventos de marés vermelhas (Anderson, 1994).
Tendo em vista a presença de toxinas paralisantes, como as saxitoxinas, na
maioria das amostras dos reservatórios do rio Tietê, assim como em outros
reservatórios nos Estados do Rio Grande do Norte (COSTA, 2003), Pernambuco
(MOLICA et al., 2002), São Paulo (CUNHA, 2004), Paraná (YUNES et al., 2003;
237
CUNHA, 2004) e Rio Grande do Sul (CONTE et al., 2000, 2001; YUNES et al, 2003;
CUNHA, 2004), salienta-se a necessidade de uma maior atenção ao fato de que
muitas destas toxinas podem estar mais amplamente propagadas em diferentes
mananciais de abastecimento no Brasil do que se tem previamente conhecimento,
especialmente na região sudeste, visto o acelerado estágio de eutrofização em que
muitos dos seus rios e reservatórios encontram-se atualmente.
5.11 Associação entre a densidade cianobactérias (células/mL) e a
concentração de cianotoxinas
Várias espécies de cianobactérias, em ambiente natural, são capazes de produzir
potentes toxinas; no entanto, dentro de uma mesma floração pode haver cepas
produtoras e não produtoras de toxinas. Em muitos casos, as cianotoxinas são
metabólitos da formação de fotopigmentos, que se acumulam no citoplasma em
determinadas situações (PAERL e MILLE, 1996). A produção destas cianotoxinas é
máxima quando as condições de crescimento são ótimas, por este razão, se observa
uma produção diretamente proporcional ao aumento da biomassa (ROBILLOT et al.,
2000). Quando as condições ambientais são desfavoráveis, as cianobactérias morrem,
produzindo a lise celular e liberação das toxinas para o meio (PAERL e MILLIE, op.cit).
As maiores concentrações registradas de microcistinas durante este estudo,
estiveram compreendidas, especialmente, nos primeiros reservatórios do rio Tietê
(Barra Bonita, Bariri e Ibitinga), ao passo que as saxitoxinas estiveram presentes
principalmente nos últimos do sistema em cascata (Promissão, Nova Avanhandava e
Três Irmãos). De modo geral, foram verificadas correlações significativas entre a
concentração das cianotoxinas com a densidade de células encontrada daquelas
espécies capazes de produzi-las nestes ambientes.
Durante o estudo, não foi constatada a correlação entre a concentração de
microcistina no ambiente e a densidade de células das espécies produtoras desta
cianotoxina. Uma possível explicação talvez esteja associada ao fato destas florações
estarem em estágio de senescência, o que indicaria uma maior liberação de suas
toxinas para o meio. O conteúdo de microcistinas intracelulares pode alterar
marcadamente, ao longo de mudanças nas fases de crescimento das células.
Normalmente, a quantidade deste metabólito contido nas células tende a ser maior
durante a fase exponencial de crescimento das diferentes espécies de Microcystis;
havendo decréscimo desta toxina em períodos após o final desta fase (WATANABE et
al., 1988; KAYA e WATANABE, 1998; SONG et al., 1998). Normalmente, a tendência
das células de uma floração de Microcystis aeruginosa é de liberar para o meio as
238
concentrações de toxinas presentes nas células, devido ao envelhecimento das
colônias (CODD et al., 1989). As variações nas concentrações de toxinas intracelulares
pode ser o resultado das condições ambientais, interações com demais organismos e
de diferentes linhagens das Microcystis, podendo em certas colônias, haver maior
produção de toxinas do que em outras (COSTA e AZEVEDO, 1994).
Em estudos realizados por Kotak et al. (1995), analisando a ocorrência de
microcistina-LR nos lagos hipertróficos no Canadá, os autores observaram correlação
positiva entre concentração desta toxina e a abundância de biomassa de M.
aeruginosa, dentre outros parâmetros. Wicks e Thiel (1990), investigando a variação na
produção de microcistinas nas águas eutróficas da África do Sul, verificaram uma
correlação negativa entre a produção deste metabólito com a concentração de clorofila
a presente nas florações de M. aeruginosa.
Durante uma ocasião deste estudo (outubro/2003) foi constatada a expressiva
correlação entre os valores de microcistinas e de densidade de células daquelas
espécies potencialmente produtoras deste metabólito. Este padrão de correlação foi
compatível com o observado em estudos realizados por Marino et al. (2001), Okamoto-
Rivelino et al. (2001), Szajubok et al. (2001) e Vieira (2002), que demonstraram uma
correlação positiva entre o número de cianobactérias, especialmente de Microcystis sp
e a concentração de microcistinas nas águas brutas dos mananciais de abastecimento.
Para as saxitoxinas foi verificado um maior número de casos de correlações
significativas entre as concentrações destas substâncias com as densidades daquelas
espécies potencialmente capazes de produzi-las nos reservatórios do rio Tietê. Uma
situação semelhante foi descrita por Cunha (2004), durante um estudo realizado em
diferentes mananciais de abastecimento de água nos Estados de São Paulo, Paraná e
Rio Grande do Sul; que observou correlações entre a presença de toxinas paralisantes
e a densidade de células de Cylindrospermopsis spp nestes ambientes. Contudo, esta
mesma autora também faz menção a situações contrárias, ao constatar valores de
toxinas paralisantes acima do normal esperado em relação à densidade de células de
C. raciborskii registradas em alguns reservatórios; o que, segundo a autora, poderia
estar associado a possíveis problemas na identificação dos organismos durante a
etapa de contagem.
O acompanhamento na ocorrência dos florescimentos de cianobactérias neste
sistema, por meio do monitoramente constante, é uma ferramenta de imprescindível
valia na compreensão dos ciclos de vida e desenvolvimento destes organismos e seu
risco potencial para toda a biota aquática, bem como as populações humanas que
façam uso contínuo e direto deste recurso hídrico.
239
5.12 Valores limites de cianotoxinas na água para consumo humano
A avaliação do risco de cianotoxinas presentes na água para consumo humano
tem sido determinada, considerando-se evidências epidemiológicas e pesquisas
toxicológicas com animais. As primeiras, pela escassez de estudos e as segundas
devido ao fato de que, em sua maioria, são realizadas em camundongos por injeção
intraperitonial, dificultam a avaliação dos efeitos potenciais das cianotoxinas em
humanos.
Com base em estudos realizados por diferentes grupos de pesquisas no mundo
sobre os efeitos nocivos das cianotoxinas em mamíferos, foram estabelecidos valores
limites aceitáveis na ingestão diária das cianotoxinas para seres humanos. Muitos
destes estudos se embasaram em bioensaios utilizando-se toxinas puras extraídas de
espécies axênicas. Ao final destes ensaios, foram estabelecidos padrões limites, com
fatores de segurança quanto aos efeitos adversos à saúde considerando a
potencialidade tóxica da cianotoxina presente na água (CHORUS e BARTRAM, 1999).
A Organização Mundial da Saúde adotou a recomendação de 1 µg/L para
ingestão diária tolerável de microcistinas, projetado para um individuo com peso
corporal de 60 Kg e consumo diário de 2 litros de água (CHORUS e BARTRAM, 1999;
WHO, 2003). Não obstante, um estudo realizado por Ueno et al. (1998), sobre
exposição crônica de toxicidade oral de longa duração, sugeriram um valor de 0,01
µg/L como limite máximo tolerável de microcistinas para consumo humano em caso de
exposição crônica, requerendo a introdução de métodos cada vez mais sensíveis no
controle de qualidade.
Para as toxinas paralisantes, a OMS (CHORUS e BARTRAM, 1999; WHO, 2003)
definiu um valor limite de 3 µg equivalentes de STX/L. Segundo Fitzgerald et al. (1999)
este valor máximo permitido foi obtido levando-se em consideração a ingestão média
diária por uma pessoa adulta com peso médio de 70 Kg o volume de 2 litros de água, e
que a dose de 120 µg equivalentes de STX/L, em um adulto de aproximadamente de
60 Kg, foi o nível de menor efeito adverso observado (LOAEL) para toxinas
paralisantes. Ainda, a proporção de toxinas paralisantes potencial disponível presente
na água foi considerada em 50% e um valor de 10, como fator padrão de segurança.
Os valores limites recomendados pela OMS e referendados pelo Ministério da
Saúde no Brasil (segundo a Portaria 518) para ingestão diária tolerável de
cianotoxinas, deveriam estar sendo revistos quando tratar-se da aplicação como limite
para águas utilizadas em clínicas de hemodiálise, já que, diferentemente da ingestão
oral, a presença destas toxinas na sessão de hemodiálise podem causar prejuízos à
saúde, devido a sua aplicação direta na corrente sangüínea, além da grande
240
quantidade de água utilizada para este tipo de tratamento.
Um exemplo de situação incompatível sobre os limites permissíveis destas
substâncias na água de consumo está no fato de que, apesar das cianotoxinas serem
endotoxinas, não se pode considerar os valores acima recomendados, pois em uma
sessão de hemodiálise são consumidos em torno de 120 litros de água por paciente, e,
levando-se em conta que cada paciente faz três sessões semanais, tem-se 360 litros.
Caso o limite descrito acima fosse para a microcistina, teria-se um total de 360.000
µg/L de microcistina. De acordo com Chorus e Bartram (1999) a dose letal a 50%
(DL
50
) em camundongos através de injeção intraperitonial é de 25 a 150 µg/Kg de peso
corpóreo.
Durante o presente estudo, na totalidade das amostras analisadas, foi detectada
a presença de espécies toxigênicas e cianotoxinas em até 100% nas águas dos
reservatórios do rio Tietê. Esta situação implica na aplicação de uma melhor
investigação e monitoramento das cianobactérias tóxicas e suas toxinas presentes
nestes ambientes, tendo em vista os danos ocasionados à saúde humana, o que pode
ocorrer pelo contato direto e primário com águas contaminadas por estes organismos
(PILOTTO et al., 1997) e pela ingestão de água contendo estas cianotoxinas
(CHORUS e BARTRAM, 1999; CARMICHAEL et al., 2001), além do risco do consumo
de pescado obtido em ambientes constantemente sujeitos as florações de
cianobactérias (MAGALHÃES et al., 2001)
Em vista desses resultados, alerta-se para a urgência do monitoramento
permanente nas águas destes reservatórios as cianobactérias tóxicas e suas toxinas
presentes, assim como a prevenção da poluição hídrica nestes ambientes. Isto se
fundamenta pelo fato destes reservatórios tratarem-se de regiões abrangentes, em que
estão envolvidos diversos setores de atividades como recreação, lazer, pesca,
aqüicultura e muito provavelmente no futuro ao suprimento de água para consumo
humano.
Diante dos resultados obtidos, urge a necessidade de reavaliação da legislação
específica para tais fins, aumentado a responsabilidade das clínicas de hemodiálise em
garantir uma melhor qualidade da água utilizada nos procedimentos dialíticos, como
também dos órgãos competentes pelo tratamento destas águas e a adoção de técnicas
mais eficazes de remoção das cianotoxinas, garantindo assim a sua pureza, além do
contínuo monitoramento e controle das fontes poluidoras sob estes mananciais.
241
5.13 Avaliação toxicológica das florações de cianobactérias dos
reservatórios do sistema Tietê
5.13.1 Testes toxicológicos com camundongos
As florações de cianobactérias tóxicas vêm sendo relacionadas a importantes
danos à saúde humana e animal. Em exposição aguda, podem causar a letalidade em
pessoas expostas a altas concentrações da toxina via intraperitonial ou ainda atuarem
como promotoras de hepatocarcinoma em indivíduos expostos a longo prazo. Além
disso, promovem um potencial impacto econômico devido à toxicidade em peixes,
crustáceos, moluscos e animais domésticos expostos às toxinas (CHORUS e
BARTRAM, 1999).
Testes realizados com camundongos, com injeções intraperitoniais, têm sido
extensivamente utilizados como bioteste na determinação da toxicidade das florações
de cianobactérias, visto seu sucesso como um teste de varredura inicial ao problema.
A aplicação destes testes tem demonstrado que as toxinas naturais, como as
cianotoxinas, possuem toxicidade mais elevada quando comparadas aos compostos
químicos. Com o exemplo, têm-se as saxitoxinas e as microcistinas, que são 1.000 e
200 vezes mais tóxicas, respectivamente, que o cianeto de sódio para camundongos,
considerando-se como compostos com elevada toxicidade aqueles que apresentem
uma dose letal para 50% dos animais testados (DL
50
) inferior a 5.000 mg/Kg
(CARMICHAEL, 1994).
A DL
50
de microcistina – LR em camundongos, por via intraperitonial (i.p), é
estimada entre 25 e 150 µg/Kg, sendo esta toxicidade comparável a dos fortes agentes
químicos organofosforados, e considerada uma das substâncias mais letais aos
organismos pluricelulares (KUIPER-GOODMAN et al., 1999). Para as demais
microcistinas, os limites de toxicidade variam entre 50 a 1.200 µg/Kg, influenciados
pelas modificações químicas dos aminoácidos individuais ou de variação na
composição de aminoácidos (RINEHART et al., 1994).
As toxinas paralisantes, em especial as saxitoxinas, podem apresentar uma dose
letal variável em camundongos entre 10 e 263 µg/Kg (MAHMOOD e CARMICHAEL,
1986; CHORUS e BARTRAM, 1999). Estes valores podem variar seus limites
consideravelmente, dependendo do tipo de toxina paralítica presente (exemplo:
saxitoxina, neosaxitoxina, goniautoxina e toxinas C) nas amostras testadas em
bioensaios com camundongos (Association of Oficcial Analytical Chemist International -
AOAC, 1984 apud CHORUS e BARTRAM, 1999). A potência destas substâncias pode
estar sendo expressa em unidade de camundongos (MU – “mouse units”) por µmol de
toxinas ou também ser representada por equivalentes de saxitoxinas (eq. STX).
242
Nos resultados dos ensaios toxicológicos realizados com camundongos (Swiss
albino) foram constatados valores de DL
50
variando entre 48 e 904 mg/Kg, com média
final de 330 mg/Kg. A grande parcela das amostras testadas (75,86%) sobre as
cobaias apresentou efeitos característicos de intoxicação e morte por neurotoxinas,
como: espasmos, contrações musculares, taquicardias, respiração ofegante e parada
respiratória durante a realização dos testes. No entanto, estes mesmos efeitos foram
também observados, inicialmente, nos camundongos expostos a uma parcela menor
das amostras testadas (24,13%), sendo ao final observados efeitos comumente
descritos em intoxicações por hepatotoxinas, como inchaço da região pélvica e
abdominal, baixa mobilidade e fotofobia.
Os resultados encontrados para a toxicidade das amostras durante este estudo,
de modo geral, integram a ação de diferentes cianotoxinas presentes nos estratos
algais liofilizados, bem como aquelas que inevitavelmente não foram analisadas nestas
amostras coletadas. Como exemplos, estão outras toxinas que poderiam estar
presentes, como cilindrospermopsina e anatoxina-a e a(s), tendo em vista a presença
confirmada de espécies potencialmente produtoras destas substâncias na maioria das
amostras coletadas durante o estudo.
A combinação das cianotoxinas identificadas pode ter proporcionado um efeito de
sinergismo entre estes diferentes compostos bioativos, potencializando assim uma
maior toxicidade das amostras. Porém, não é descartada a possibilidade da atuação de
outras toxinas não identificadas durante o estudo, tendo em vista a manifestação de
sintomas nos camundongos durante os ensaios toxicológicos. Apesar desta aparente
incerteza gerada quanto ao uso dos extratos brutos de cianobactérias durante os
ensaios toxicológicos, sem poder definir qual ou quais possíveis cianotoxinas estariam
agindo mais efetivamente no teste, é reconhecida a importância no uso destas
amostras brutas como interpretação da situação momentânea do ambiente. Kuiper-
Goldman et al. (1999) postulam que a utilização de extrato algáceo, mesmo não sendo
axênico, reflete mais claramente a real situação ambiental.
Estudos realizados por Vasconcelos (1999), com florações de cianobactérias
coletadas em lagos e reservatórios na região Norte e Central de Portugal,
demonstraram a alta toxicidade de duas amostras com valores de DL
50
entre 30 e 175
µg/Kg, enquanto cepas isoladas e cultivadas destes florescimentos causaram uma
maior ação tóxica, com valores de DL
50
de 15 a 75 µg/Kg. Uma situação inversa foi
constatada por Oudra et al. (2001), ao observar que espécies isoladas e cultivadas de
Microcystis sp e Pseudoanabaena sp foram menos tóxicas (DL
50
entre 33 e 28 µg/Kg,
respectivamente), quando comparadas com sua floração natural (DL
50
de 20 µg/Kg)
coletadas no reservatório Lalla Takerkoust, Marrocos.
243
Durante o estudo, verificou-se que duas amostras testadas (6,45%), ambas do
reservatório de Promissão (abril e junho de 2003), não apresentaram quaisquer efeitos
tóxicos sobre as cobaias. Em uma análise destas amostras, observou-se que apesar
da presença confirmada de cepas produtoras de toxinas, foram detectadas baixas
concentrações de cianotoxinas, tanto de microcistina e saxitoxina, com casos de
ausência total de saxitoxina em uma das amostras testadas (junho/2003).
De acordo com a classificação sugerida por Lawton et al. (1994), 68,96% das
amostras testadas causaram toxicidade mediana, enquanto 20,69% demonstraram
toxicidade baixa, com valores de DL
50
entre 102 e 902 mg/Kg. Este padrão, observado
na maioria dos reservatórios do rio Tietê, está compatível à variabilidade verificada na
presença e concentrações de cianotoxinas detectadas nestes ambientes durante todo
o estudo. As variações registradas nos valores de toxicidade em camundongos, em
geral, estão próximas daquelas reportadas em outros trabalhos com florações naturais
de cianobactérias (CARMICHAEL e GORHAM, 1981; LANARAS et al., 1989;
VASCONCELOS, 1994; VASCONCELOS et al., 1996; OUDRA et al., 2001). Estas
variações poderiam ser os resultados das mudanças na dominância entre cepas mais
e menos tóxicas presentes nas populações de cianobactérias, como também da
possível combinação de alguns fatores ambientais como temperatura, luminosidade e
nutrientes, que teriam efeitos diretos sobre a produção de toxinas destas populações
de cianobactérias no ambiente (VAN DER WESTHUIZEN e ELOFF, 1985; SIVONEN,
1990; UTKILEN e GJØLME, 1992; RAPALA e SIVONEN, 1998; JACOBY et al., 2000).
Vasconcelos (1994) e Vasconcelos et al. (1996), durante estudos realizados em
corpos hídricos (rios, lagos e reservatórios) em Portugal, associaram expressivas
variações na toxicidade de amostras naturais de cianobactérias às flutuações na
presença de espécies tóxicas e não tóxicas das florações, assim como a influência de
fatores ambientais que estariam interagindo com os organismos.
Estudos realizados por Shirai et al. (1991), no lago Kasumigaura, Japão,
demonstraram que os valores da DL
50
(76 a 556 mg/Kg) estiveram diretamente
associados às variações entre populações de Microcystis no local. Vasconcelos (1994)
associou a elevada variação na toxicidade (DL
50
entre 20 e 700 mg/Kg), em amostras
coletadas nos reservatórios de Alentejo e Algarve, Portugal, à alta flutuação na
presença de cepas tóxicas e não tóxicas de cianobactérias, durante os episódios de
florescimentos ocorridos nestes ambientes. Scarafia et al. (1995) constataram
variações menores na toxicidade (DL
50
entre 14,5 e 200 mg/Kg) durante estudos com
florações naturais dominadas por Microcystis, no reservatório de San Roque,
Argentina. Mais recentemente, Tarczynska et al., (2001) verificaram variações
expressivas na toxicidade em florações naturais dominadas por Microcystis aeruginosa
244
e Aphanizomenon sp nos reservatórios de Sulejow e Jeziorsko, Polônia, cujos valores
de DL
50
variaram entre 20 e 908 mg/Kg.
Trabalhos mais recentes têm demonstrado que as populações naturais de
cianobactérias são constituídas de células geneticamente diferentes (genótipos e
fenótipos) e que, deste modo, a melhor utilização dos recursos por espécies tóxicas
poderia levar a sua dominância e assim determinar a toxicidade da floração (SIVONEN
e JONES, 1999; CHORUS et al., 2000).
No Brasil, estudos realizados por Yunes et al. (1998) no Estuário da Lagoa dos
Patos, vincularam as variações ocorridas nos valores de toxicidade (DL
50
entre 32 e
370 mg/Kg) de amostras naturais de Microcystis, ao balanço de nutrientes e fatores
físicos encontrados nesta região. Em um trabalho posterior, neste mesmo ambiente,
Matthiensen et al. (1999) discorreram que variações ocorridas na toxicidade (DL
50
entre
35 e 140 mg/Kg), em florações de Microcystis aeruginosa, estariam sendo
influenciadas por parâmetros físicos e químicos como salinidade e pH,
respectivamente, os quais atuariam como fatores promotores da toxicidade destas
florações no ambiente.
Durante o estudo nos reservatórios do rio Tietê foi verificado que uma pequena
parcela das amostras analisadas (10%) obteve elevado grau de toxicidade, com
valores de DL
50
variarando de 48 a 74 mg/Kg. A elevada toxicidade registrada nestas
amostras monstrou-se compatível com as altas concentrações detectadas de
cianotoxinas, principalmente de microcistinas. Pequenas concentrações de saxitoxinas
foram também detectadas em algumas das amostras, o que é compatível com alguns
dos sintomas típicos de intoxicação por neurotoxinas em camundongos, conforme
descrito anteriormente.
Os valores encontrados para aquelas amostras consideradas como as mais
tóxicas durante o presente estudo, estão compatíveis com os encontrados em a outros
trabalhos reportados na literatura. De modo geral, estes valores estão próximos aos
registrados por Oudra et al. (2001), no reservatório Lalla Takerkoust, Marrocos, cujo
valor da DL
50
variou de 20 a 83 mg/Kg. Estes mesmos valores podem ser comparáveis
ou mais tóxicos do que muitos daqueles citados na literatura. Como exemplo,
Vasconcelos et al. (1996) reportou valores de DL
50
entre 31 e 400 mg/Kg em florações
naturais de Microcystis no lago Mira, Portugal. Em florações dominadas por
Microcystis, Ocillatoria, Anabaena e Anabaenopsis (atualmente descrita como
Cylilndrospermopsis), em lagos e reservatórios Gregos, Lanaras et al. (1989)
encontraram valores de DL
50
entre 40 e 1.500 mg/Kg. Estes autores encontraram
variações mínimas nos valores de DL
50
entre 40 e 60 mg/Kg durante os florescimentos
mais tóxicos dominados por Microcystis.
245
Os resultados encontrados para a DL
50
durante o presente estudo, principalmente
para as amostras consideradas como altamente tóxicas, estiveram próximos aos
valores apresentados em outros estudos realizados no Brasil, com florações de
cianobactérias tóxicas. Como exemplos, estão os valores encontrados por Yunes et al.
(1996) em amostras naturais, obtidas no Estuário da Lagoa dos Patos, RS, que
variaram entre 32 mg/Kg, na Estação Feitoria, e 59 mg/Kg na estação Barra. Salomon
et al. (1996) reportaram um valor superior para DL
50
, mas ainda considerado altamente
tóxico, com uma amostra coletada na Ilha dos Cavalos, região integrante do Estuário
da Lagoa dos Patos, cujo valor da DL
50
foi de 78 mg/Kg. Estudos posteriores,
realizados por Matthiensen (1999), nesta mesma região estuarina, reportaram valores
de DL
50
variando entre 57,4 e 37,1 mg/Kg em amostras dominadas por Microcystis
aeruginosa neste ambiente. Níveis próximos a estes também foram reportados por
Oliveira et al. (2003), com valores de DL
100
entre 28,44 e 62,90 mg/Kg, em amostras de
água no reservatório do Funil, Rio de Janeiro, dominadas por florações de Microcystis
spp, Cylindrospermopsis sp e Anabaena spiroides.
De modo geral, as amostras descritas como as mais tóxicas durante o presente
estudo obtiveram seus valores de DL
50
relativamente próximos aos daquelas descritas
para culturas mantidas em laboratório, semelhantes, por exemplo, ao reportado por
Azevedo et al. (1994), com a cepa de M. aeruginosa (NPJB-1) isolada do Lago das
Garças, São Paulo – SP, com valor da DL
100
de 31 mg/Kg. Uma toxicidade menor foi
descrita por Honda et al. (2001), com cepas não axênicas de M. panniformis (SPC 686
e 702), também isoladas no Lago das Garças, São Paulo – SP, com valores da DL
100
entre 100 e 316 mg/Kg.
Os valores encontrados para DL
50
nos camundongos apresentaram uma
variabilidade espaço temporal entre as amostras durante o estudo, o que é
normalmente esperado em função da variabilidade encontrada na densidade, número
de espécies potencialmente nocivas presentes, bem como nas concentrações das
cianotoxinas produzidas por estas espécies ao longo dos reservatórios investigados.
Oudra et al. (2001), durante estudos no reservatório Lalla Takeroust, Marrocos,
constataram uma variabilidade temporal nos valores de DL
50
em florações de
cianobactérias coletadas de 1994 a 1998, com casos de severa e excepcional
toxicidade do material natural destas florações (DL < 4 mg/Kg), durante períodos
distintos do estudo.
Jardim et al. (2001), em estudos realizados no reservatório do São Simão, região
na divisa dos Estados de Minas Gerais e Goiás, verificaram uma variação temporal na
toxicidade de florações de cianobactérias, dominadas por Microcystis spp e Anabaena
circinalis, cujos valores de DL
100
variaram entre 6,3 e 250 mg/Kg durante um ciclo
246
anual de coletas no local.
Uma situação parecida foi descrita por Matthiensen et al. (1999) ao observarem
uma variabilidade espacial na toxicidade em amostras naturais de florações de
cianobactérias coletadas ao longo do Estuário da Lagoa dos Patos. Segundo estes
autores um pequeno gradiente espacial foi formado no grau de toxicidade das
amostras coletadas, com redução da toxicidade das amostras coletadas na porção
mais ao sul do sistema estuarino. Alguns fatores ambientais encontrados na porção
norte deste sistema (Estações Farolete e Nascimento Norte), como pH de 7,2 e
salinidade zero, poderiam estar permitindo um melhor desenvolvimento e formação dos
florescimentos de cianobactérias, especialmente de M. aeruginosa, consequentemente
aumentando a toxicidade registrada nestes locais.
Os resultados obtidos durante o presente estudo claramente demonstram que
florações de cianobactérias tóxicas e a ocorrência das cianotoxinas são fenômenos
cada vez mais comuns nos reservatórios do rio Tietê. Estes resultados devem ser
encarados como um sinal de alerta para o monitoramento mais criterioso dos
ambientes, tendo em vista os diversos usos múltiplos empregados neste recurso, bem
como os efeitos nocivos que estes organismos e suas toxinas podem representar à
saúde humana (JOCHIMSEN et al., 1998; POURIA et al., 1998; CARMICHAEL et al.,
2001; AZEVEDO et al., 2002).
5.13.2 Testes ecotoxicológicos com microcrustáceos
Os animais aquáticos que vivem em ecossistemas eutrofizados estão entre os
organismos que podem ser severamente afetados pelas toxinas das cianobactérias.
Embora muitos trabalhos reportem diversos casos de intoxicação e morte de animais
domésticos e selvagens, animais aquáticos são também afetados. De fato,
cianobactérias tóxicas são conhecidas por causarem efeitos adversos sobre as
comunidades zooplanctônicas (LAMPERT, 1981; GLIWICZ et al., 1990b;
VASCONCELOS, 1999).
Em um estudo prévio realizado por Vasconcelos (1991), o autor constatou que
apesar do uso de espécies tóxicas e não tóxicas de Microcystis aeruginosa tivessem
apresentado algum valor nutricional para o Cladocera Ceriodaphnia pulchella, estas
causaram a sua morte após 7 dias. Durante este mesmo experimento, o autor
observou um efeito mais expressivo do seu efeito nocivo sobre Daphnia longospina,
com letalidade total destas após 4 dias de iniciada sua alimentação com as duas cepas
de cianobactérias. Estudos anteriores já demonstravam a letalidade para os Copepoda
Acanthocyclops robustus, em 26 dias após ingerir espécies tóxicas e não tóxicas de
cianobactérias (VASCONCELOS, 1991). Conclusões similares foram obtidas por
247
Lampert (1982) e Porter e Mc Dough (1984), quando consideraram cladóceros
menores, que tendem a ser menos afetados durante florações de cianobactérias.
No contexto das complexas interações fito-zooplanctônicas, a produção de
toxinas pelas cianobactérias pode ser vista como uma estratégia de escape à predação
por herbivoria (DE MOTT et al., 1991). Em função das cianotoxinas serem
consideradas endotoxinas, é preciso que as células sejam ingeridas pelos animais para
que seus efeitos possam ser sentidos (LAMPERT, 1981; GILBERT, 1990), pois as
toxinas são liberadas totalmente para o meio somente quando as células se rompem,
no momento da lise das células (SONG et al., 1998).
Muitos experimentos têm sido realizados enfocando o potencial tóxico de
cianobactérias sobre organismos zooplanctônicos, no entanto, muitos dos resultados
obtidos têm mostrado-se contraditórios (DE BERNARDI e GIUSSANI, 1990;
REINIKAINEN et al., 1994). Estas diferenças, provavelmente, decorrem das
propriedades específicas de cada cepa testada, o que reflete diretamente em
diferentes limiares de sensibilidade dos organismos zooplanctônicos, quando expostos
as cianobactérias (LAMPERT, 1982; FULTON e PAERL, 1987; DE MOTT et al., 1991,
JUNGMANN, 1992; REINIKAINEN et al., 1995; ROHRLACK et al., 1999ab). Lampert
(1982) e De Mott et al., (1991) ressaltam que diferentes organismos zooplanctônicos
podem apresentar sensibilidades e comportamentos diferenciados, quando em
presença de cianobactérias.
Deve ser também considerado que a sensibilidade é um fator intrínseco a cada
organismo por estar diretamente ligada a fatores genéticos, os quais apresentam uma
elevada variabilidade entre organismos, inclusive os provenientes de uma mesma
prole. Assim, as diferenças interlaboratoriais quanto à sensibilidade dos organismos
são normalmente esperadas.
O uso dos microbiotestes, como os realizados com microcrustáceos oferecem
uma possível aproximação, a baixo custo e com fidelidade, sobre as análises
referentes à toxicidade das florações de cianobactérias (PERSOONE, 1998). Os testes
de toxicidade com microcrustáceos têm sido empregados como uma alternativa para
avaliar e/ou adicionar resultados aos bioensaios com camundongos (TARCZYNSKA et
al., 2001). Como bem descritos e popularmente utilizados, estes bioensaios utilizam
desdes náuplios de Artemia salina (KIVIRANTA et al., 1991; LAWTON et al., 1994;
REINIKAINEN et al., 1995; VEZIE et al., 1996; LEE et al., 1999), a Daphnia, para
análise de toxicidade das cianobactérias (DE MOTT, et al., 1991; JUNGMANN, 1992;
LAWTON et al., 1994; REINIKAINEN et al., 1995; TARCZYNSKA et al., 2001,
NOGUEIRA et al., 2004).
248
Deve ser ressaltado que o uso dos microcrustáceos nos testes ecotoxicológicos
não pode ser aplicado como única e exclusiva ferramenta no estudo dos efeitos tóxicos
promovidos por florações de cianobactérias, visto que erros podem estar sendo
inferidos quando extrapolados para explicar possíveis danos a organismos mais
complexos, como os mamíferos. Esta premissa sustenta-se no fato de que a relação
entre a concentração de uma determinada cianotoxina e o tempo de morte do
organismo-teste durante um bioensaio com microcrustáceos, é diferente do tempo de
resposta à dose letal durante os ensaios com mamíferos. Nos bioensaios com
microcrustáceos, os organismos são imersos diretamente na solução contendo a
toxina, ao passo que nos ensaios com camundongos os extratos algais tóxicos são
injetados via intraperitônio.
Reinikainen et al. (1995) avaliaram uma cepa não tóxica para camundongos e
observaram a imobilidade para Daphnia pulex. Estes autores concluíram que, apesar
da avaliação da toxicidade de cianobactérias para camundongos podem representar
uma ferramenta muito útil para inferir sobre seus efeitos para os humanos, ela não tem
relação com a toxicidade para o zooplâncton. Nizan et al. (1986), comparando
resultados obtidos em ensaios com camundongos e organismos zooplanctônicos,
concluíram que não existe correlação entre a toxicidade para este mamífero e para
Daphnia. Lee et al. (1999) constataram similaridade na sensibilidade entre os valores
calculados para DL
50
e CL
50
, em camundongos e náuplios de Artemia,
respectivamente, quando expostas a quantidades equivalentes, proporcionalmente, de
microcistinas. Contudo, estes autores verificaram que os microcrustáceos
apresentaram sensibilidade inferior a dos camundongos, em observações de tempo
menores do que 24 horas. Logo, o mecanismo de ação da toxina no microcrustáceo é
diferente daquele observado em mamíferos (LEE et al., op. cit).
Normalmente, diferentes espécies zooplanctônicas podem apresentar diferentes
sensibilidades fisiológicas diante de uma mesma linhagem tóxica de cianobactérias, à
exemplo de M. aeruginosa (LAMPERT, 1982; DE MOTT et al., 1991). Gilbert (1990)
reportou diferenças na sobrevivência entre dois clones de Daphnia pulex, quando
expostos a cianobactérias. O clone proveniente de um lago com Anabaena affinis foi
capaz de crescer e de se reproduzir com uma dieta desta alga em laboratório. No
entanto, o clone de outra região próxima morreu rapidamente em presença desta
cianobactéria. Reinihkainen et al. (1994) comparou duas populações de Daphnia
pulicaria, coletadas antes e depois da ocorrência de uma fase de massiva dominância
de cianobactérias num lago, e não observou diferenças significativas, quando
comparou as taxas de crescimento intrínsecos das 2 populações.
249
Lampert (1982), testando o efeito de Microcystis em treze espécies diferentes de
Cladocera, verificou redução significativa na taxa de filtração em todos os organismos.
A intensidade com que as espécies foram afetadas, no entanto, foi variável, indicando
a existência de sensibilidades diferentes para estas espécies. Ferrão-Filho et al.
(2000a) compararam a toxicidade aguda de três cepas de M. aeruginosa, para três
espécies diferentes de Daphnia (D. pulex, D similis e D. pulicaria) e observaram
diferenças na sensibilidade de cada espécie para a mesma cepa e diferenças entre
diferentes cepas para uma mesma espécie de Daphnia.
Estudos realizados por Nizan et al. (1986) avaliaram a toxicidade de doze cepas
de Microcystis para Daphnia magna e verificaram que elas afetavam os organismos de
diferentes maneiras, causando mortalidade ou inibição da ingestão de alimento. No
entanto, algumas das cepas de Microcystis aeruginosa não apresentaram efeito tóxico
para este zooplâncton. Desta forma, os efeitos observados na sensibilidade dos
organismos zooplanctônicos, mediante a presença de cianobactérias, podem variar de
efeitos drásticos a sutis (DE MOTT et al., 1991).
O uso dos testes ecotoxicológicos, a exemplo os bioensaios com
microcrustáceos, complementados com métodos químicos específicos (ELISA ou
CLAE), possibilitam a aquisição de importantes informações sobre a potencialidade
tóxica das amostras analisadas no ambiente natural. O uso integrado destas duas
técnicas (análises químicas e avaliação da toxicidade das amostras) permite uma
avaliação qualitativa e quantitativa dos efeitos tóxicos de uma determinada amostra,
permitindo um maior entendimento do seu impacto no ambiente natural e dos possíveis
mecanismos relacionados à regulação da toxicidade.
Durante o presente estudo, constatou-se que a maioria das amostras coletadas
nos reservatórios do rio Tietê apresentou efeito tóxico sobre as espécies de
microcrustáceos utilizados. Uma grande parcela destas amostras testadas (84,44%)
apresentou alta toxicidade, ao passo que uma menor fração destas (15,55%)
demonstrou média toxicidade, segundo a classificação proposta por Lawton et al.
(1994) para bioensaios com microcrustáceos.
Dentre as três espécies zooplanctônicas submetidas aos ensaios toxicológicos,
constatou-se que Daphnia similis foi mais sensível, Ceriodaphnia silvestrii apresentou
sensibilidade intermediária e Ceriodaphnia dubia foi mais tolerante para as amostras
testadas. Os valores registrados de CL
50
-48h nos testes com microcrustáceos variaram
da ordem de 0,1 a 1,32 mg/mL para Daphnia similis; de 0,09 a 1,20 mg/mL para
Ceriodaphnia silvestrii e de 0,20 a 1,70 mg/mL para Ceriodaphnia dubia.
Os resultados apresentados durante este estudo revelaram o expressivo efeito
tóxico das florações de cianobactérias presentes ao longo dos reservatórios
250
investigadas sobre os organismos-teste. De modo geral, estes valores estão próximos
ao descrito por Reinikainen et al. (1995), para Daphnia pulex, ao registrarem uma CL
50
-
48h de 0,26 mg/mL em testes com uma cultura axênica de Oscillatoria agardihii. Um
resultado similar foi reportado por Jungmann (1992), com Daphnia pulicaria, com valor
de CL
50
-48h de 0,047 mg/mL após testes com uma cepa de Microcystis sp PCC7806.
Klapes (1990) verificou valores extremamente menores para Daphnia magna, com
CL
50
-48h de 1,37 µg/mL, após testar uma amostra natural de cianobactérias,
dominadas por Scytonema hofmanni.
Em um estudo recente, realizado por Marsálek e Bláha (2004), com extratos
naturais de florações de cianobactérias dominadas por Microcystis, foram constatados
valores variáveis na toxicidade desta amostras em biotestes com diferentes
microcrustáceos. Nestes bioensaios, os valores de CE
50
-48h variaram de 3,5 a 31,9
mg/mL para Artemia salina e de 6 a 9,9 mg/mL para Daphnia magna; enquanto que os
valores de CE
50
-24h apresentaram níveis menores entre 6,9 e 7,1 mg/mL para Artemia
salina; de 1,1 a 12,3 mg/mL para Daphnia pulex e de 6,6 a 8,9 mg/mL para
Ceriodaphnia dubia.
De acordo com um estudo realizado por De Mott et al. (1991), concentrações de
10 mg/mL de M. aeruginosa são necessárias para produzir um efeito letal por
hepatotoxinas como microcistinas-LR. Reinikainen et al. (1994), durante um estudo de
exposição de Daphnia pulex com cepas tóxicas de Microcystis aeruginosa,
mencionaram que estas hepatotoxinas poderiam perder seu potencial tóxico para os
dafinídeos quando estas estivessem liberadas na água ao invés de contidas na célula
como alimento. No entanto, estas observações não são totalmente verdadeiras quando
confrontados com os resultados de outros estudos sobre efeitos da exposição direta de
microcrustáceos às cianotoxinas (DE MOTT et al., 1991; JUNGMANN, 1992;
JUNGMANN e BENNDORF, 1994; HANEY et al., 1995; REINIKAINEN et al., 1995;
TARCZNSKA et al., 2001; LÜRLING, 2003).
Os baixos valores encontrados para a concentração letal (CL
50
) das amostras
testadas sobre os microcrustáceos estão compatíveis à alta toxicidade verificada
nestas durante o presente estudo. Estes valores estão próximos dos resultados
descritos para amostras naturais de florações e cepas de cianobactérias tóxicas no
país. Estudos realizados por Yunes et al. (1996), com florações de cianobactérias no
Estuário da Lagoa dos Patos (RS), apresentaram valores de CL
50
-18h variando entre
0,47 e 2,44 mg/mL em Artemia salina, ao passo que a cepa axênica de M. aeruginosa
PCC7813 demonstrou o valor de 0,12 mg/mL neste organismo-teste. Valores próximos
a estes foram reportados por Minillo et al. (2000b), com florações de M. aeruginosa,
também coletadas nesta mesma região estuarina, cujos valores de CL
50
-18h variaram
251
entre 0,71 e 5,67 mg/mL para Artemia salina. Yogui (1999), utilizando a cepa de M.
aeruginosa RST9501, registrou valor de CL
50
-24h de 2,96 mg/mL para juvenis do
camarão Farfantepenaeus paulensis e uma CL
50
-18h de 4,73 mg/mL para náuplios de
Artemia salina. Valores menores de toxicidade, com esta mesma cepa de Microcystis,
foram registrados por Montangnolli et al. (2000), após obterem valores de CL
50
-96h
variando entre 1,41 e 1,50 mg/mL para o tanaidáceo Kalliapseudes schubartii.
Estudos realizados por Ferrão-Filho et al. (2004), utilizando a cepa de M.
aeruginosa NPLJ-4, detectaram valores de CL
50
-96h entre 0,026 e 0,034 mg/mL para
Daphnia gesseneri e Moina micrura, respectivamente. Estes autores ainda constataram
efeitos como a paralisia dos movimentos natatórios em Daphnia pulex e Moina micrura,
após 96 horas de exposição a extratos algais da cepa de Cylindrospermopsis
raciborskii T3, em concentrações acima de 1 mg/mL. Ferrão-Filho et al. (op. cit)
constataram que após o longo período de exposição aos extratos algais, aqueles
organismos que manifestaram efeito de paralisia, sem morte, apresentaram
recuperação em sua mobilidade, demonstrando tratar-se de um efeito reversível da
toxina. No entanto, esta reversão depende do tempo de recuperação do animal e da
concentração da exposição inicial a toxina.
Um padrão de sintomas parecidos foi descrito por Haney et al. (1995), durante
um estudo de exposição direta a extratos de células de Aphanizomenon flos-aquae e à
saxitoxina purificada (STX) desta cepa, de Daphnia carinata. Neste ensaio os autores
observaram a manifestação de efeitos diversos, como redução no batimento dos
apêndices toráxicos, elevada taxa de rejeição na porção abdominal e inibição direta na
atividade motora destes microcrustáceos. Foi verificado neste experimento um
percentual de recuperação e reversibilidade aos efeitos observados sobre os
microcrustáceos quando estes não eram mais expostos às células e a toxina
purificada.
Para Ferrão-Filho et al. (2004), os resultados obtidos em bioensaios com
cladóceros podem ser excelentes ferramentas na detecção de toxinas de
cianobactérias, principalmente das neurotoxinas, devido ao seu efeito paralisante
característico. No entanto, a forma com se apresentam estas cepas (células intactas ou
extratos liofilizados) pode influir nos resultados.
Durante o presente estudo, foram observadas pequenas variações espaço
temporais na toxicidade das amostras testadas sobre os organismos zooplanctônicos.
Estas variações na toxicidade podem estar diretamente associadas à variação nas
concentrações de compostos toxigênicos presentes nos extratos de cianobactérias
utilizados. Segundo Park et al. (1998), florações de Microcystis aeruginosa podem
exibir consideráveis variações temporais na concentração de microcistinas. A variação
252
na toxicidade de uma floração natural pode ser causada pelo crescimento e
senescência, com altas concentrações de microcistinas ocorrentes durante a fase de
crescimento exponencial (PARK et al., op cit).
Entretanto, variações sazonais nos efeitos tóxicos de Microcystis sobre Daphnia
não parecem estar relacionadas às variações no conteúdo de microcistinas das
florações (BENNDORF e HENNING, 1989; JUNGMANN e BENNDORF, 1994).
Durante o presente estudo, não foi possível estabelecer uma relação direta entre a
concentração de cianotoxinas e os valores calculados de CL
50
nos testes com
microcrustáceos. Isto pode ser comprovado pelo fato de que grande parte das
amostras testadas, apesar de conterem elevadas concentrações de microcistinas,
mostrou valores próximos de toxicidade daqueles aos extratos com baixos níveis
detectados desta mesma cianotoxina. Um possível explicação desta condição pode
estar relacionada à presença de outro fator, como a presença de outros compostos
contidos nos extratos algais, que poderiam estar conferindo potencial tóxico as
amostras.
Jungmann (1992), avaliando a fração de um extrato de M. aeruginosa livre de
microcistina, observou efeito letal para Dapnhia pulicaria. O autor inferiu que este
extrato continha um componente altamente tóxico para esta espécie que não era a
microcistina-LR presente na fração isolada e que não causou efeito algum para
Daphnia. Segundo Jungmann (1992), a presença de outros compostos, que não
somente as microcistinas, estariam provocando efeitos tóxicos aos dafinídeos. Outros
estudos têm corroborado para avaliar os efeitos de extratos brutos de cianobactérias
sobre vários organismos aquáticos. Isto demonstra que não apenas extratos brutos
causam expressivo efeito das toxinas puras (OBEREMM et al., 1997, 1999;
OBEREMM, 2001; PIETSCH et al., 2001), mas também que em extratos fracionados a
maior toxicidade tem ocorrido em frações livres de microcistina (JUNGMANN, 1992;
FEUILLADE et al., 1996; PIETSCH et al., 2001; TARCZNSKA, et al., 2001; LÜRLING,
2003).
Estudos ecotoxicológicos realizados por Tarczynska et al. (2001), com amostras
naturais de florações coletadas nos reservatórios Sulejow e Jeriorsko, Polônia, ambas
dominadas por Microcystis aeruginosa, revelaram que os extratos purificados
(contendo basicamente microcistinas) apresentaram menor toxicidade sobre
microcrustáceos (Daphnia magna e Thamnocephalus platyurus), quando comparados
com extratos brutos não purificados. Para estes autores, os altos valores de toxicidade
de extratos brutos de cianobactérias, comparados com os parcialmente purificados,
pode ser explicado pela presença adicional de outros compostos nestas amostras.
Compostos tóxicos para Daphnia (CTD) foram isolados posteriormente por Jungmann
253
(1995), em extratos de água contendo células hepatotóxicas de Microcystis PCC 7806.
Estes compostos foram detectados no eluído, após a passagem do extrato bruto com
água através de cartuchos C18. Nenhuma microcistina foi detectada neste eluído
durante a realização de ensaios toxicológicos com Daphnia (JUNGMANN, 1995).
A presença destes compostos tóxicos (CTD) podem ser uma das possíveis fontes
de interferência nos bioensaios toxicológicos realizados com Daphnia. Entretanto, isto
não ocorre exclusivamente nos biotestes com Daphnia, mas em biotestes com
qualquer grupo de microcrustáceos, pois esta interferência pode ser causada por
compostos adicionais, sejam em cianobactérias hepato ou neurotóxicas. Kiviranta et al.
(1991) demonstraram que metade dos extratos aquosos testados com espécies
hepatotóxicas e não tóxicas de cianobactérias, que foram passadas através de
cartuchos C18, foram tóxicas para Artemia salina. Estes mesmos compostos não
apresentaram toxicidade em ensaios com camundongos. Resultados similares foram
apresentados por Reinikainen et al. (1995), que verificaram que extratos de Oscillatoria
agardhii não foram tóxicos em ensaios com camundongos, mas foram tóxicos em
bioensaios com Daphnia e Artemia.
Estudos realizados por Vinagre et al. (2001) e Monserrat et al. (2001)
demonstraram efeitos como inibição e ativação de sítios enzimáticos, como a atividade
da acetilcolinesterase e da glutationa s-transferase em crustáceos marinhos e
estuarinos (Callinectes sapidus e Chasmagnathus granulata), promovidos pela
exposição de extratos algais semi purificados de Anabaena spiroides e Microcystis
aeruginosa. Resultados similares foram reportados por Nogueira et al. (2004), após
constatar um aumento expressivo na estimulação da enzima glutationa s-transferase
de Daphnia magna, quando exposta ao contato com células intactas de
Cylindrospermopsis raciborskii cultivadas em laboratório.
Trabalhos como os de Pietsch et al. (2001) têm demonstrado que compostos
como os lipolissacarídeos (LPS) poderiam estar promovendo efeitos de modulação da
toxicidade, com inibição dos processos enzimáticos de desintoxicação em
microcrustáceos. Segundo estes autores, os LPS estariam reduzindo expressivamente
a ação da atividade de enzimas como a glutationa s-tranferase e as peroxidazes,
ambas responsáveis pelas vias de metabolização e excreção de substâncias tóxicas
para fora das células, como microcistinas.
Para Reinikainen et al. (2001), a ácidos graxos polissaturados como o gama
linolênico, normalmente encontrado em muitas espécies de cianobactérias,
apresentam propriedades tóxicas comparáveis a àqueles de importantes poluentes,
bem como observado em cianotoxinas (microcistina-LR), em ensaios com
microcrustáceos, como Daphnia magna. Estudos realizados por Wiegand et al. (2002),
254
constaram que a presença de um metabólito, designado microcin SF608, peptídeo
linear constituído por dois aminoácidos, provoca forte e direta inibição de enzimas
como a serina protease e glutationa s-transferase, tanto em plantas aquáticas
(Vesicularia dubyana) como em microcrustáceos (Daphnia magna).
Oberemm et al. (2001), comparando o efeito de toxinas isoladas com extratos de
células de Anabaena flos-aquae, em peixes e anfíbios, constataram que os efeitos
observados não poderiam ser explicados somente pelas toxinas conhecidas
isoladamente. De acordo com o autor, o efeito sinérgico entre as toxinas e entre as
demais substâncias presentes no extrato de células seriam capazes de incrementar
consideravelmente a toxicidade.
Tendo em vista que não foi avaliada, durante este estudo, a presença de outras
substâncias potencialmente nocivas em microcrustáceos, com os compostos tóxicos
para Daphnia (CTD) (JUNGMANN, 1995), assume-se que a possível participação
destas diferentes substâncias poderia estar promovendo um efeito sinérgico com as
cianotoxinas, influenciando assim no aumento da toxicidade. Logo, estudos
direcionados para o preenchimento da lacuna existente entre estes outros compostos
tóxicos, deveriam ser considerados em futuras pesquisas, envolvendo o uso em
biotestes de extratos algais brutos de cianobactérias. Desta forma, um maior
entendimento da ação e dos efeitos promovidos por estes diferentes compostos,
avaliados conjuntamente com as cianotoxinas em laboratório, por meio de exposição
de espécies isoladas, colaboraria expressivamente para o entendimento das
complexas interações existentes que ocorrem entre a biota aquática e os
florescimentos de cianobactérias normalmente encontrados nos ambientes
eutrofizados.
Os resultados obtidos nos ensaios toxicológicos com camundongos (Swiss
albino) e microcrustáceos (Daphnia similis, Ceriodaphnia dubia e C. silvestrii), em
geral, foram compatíveis às concentrações presentes de cianotoxinas (microcistinas e
saxitoxinas) nas amostras analisadas durante o estudo. Não foi constatada qualquer
relação de redução no potencial toxicológico, conferido pelas amostras testadas em
razão da redução gradativa da eutrofização observada ao longo dos reservatórios em
cascata do rio Tietê.
Embora alguns autores (STRASKRABA 1994; AGOSTINHO e GOMES 1997;
STRASKRABA e TUNDISI, 1999) sustentem a idéia da capacidade autodepurativa dos
sistemas ao longo da seqüência dos reservatórios em cascata, o presente estudo
aponta para a manutenção de condições favoráveis ao surgimento de florescimentos
de cianobactérias em todos os reservatórios. Foi notadamente verificada uma variação
na distribuição e dominância espacial entre duas classes de cianobactérias
255
(Chroococcales e Nostocales) ao longo dos reservatórios investigados, ambas
conferindo manutenção do potencial toxicológico para as amostras testadas durante
este estudo.
Diante do que foi apresentado, reforça-se a urgente necessidade de outros
estudos, que possam ser contemplados em programas de monitoramento destes
ambientes e que possibilitem uma maior avaliação dos riscos potenciais, seja à biota
aquática ou a populações humanas que utilizam essas águas, seja para a pesca,
recreação e, futuramente, para no abastecimento público. Além disso, cabe a adoção
de medidas mitigadoras mais eficazes no controle do intermitente e acelerado
processo de eutrofização dos reservatórios analisados durante o presente estudo. A
adoção desta tarefa representa um verdadeiro desafio no manejo desse sistema em
cascata, dada a diversidade dos regimes operacionais, do tempo de residência e de
outras peculiaridades a serem consideradas no conjunto destas construções.
256
6 CONCLUSÕES
• Os três primeiros reservatórios de Sistema Tietê (Barra Bonita, Bariri e Ibitinga)
foram considerados os mais eutrofizados durante o estudo. Isto foi devido ao grande
aporte de nutrientes e materiais em suspensão (orgânico e inorgânico) advindos dos
rios Piracicaba e Tietê, não deixando de se considerar, também, a contribuição
contínua do reservatório de Barra Bonita aos reservatórios subseqüentes, bem como a
de seus tributários, os quais recebem cargas orgânicas de regiões densamente
povoadas e das extensas áreas utilizadas na cultura da cana-de-açúcar.
• Foi constatado o efeito depurativo com relação às concentrações de nutrientes
(nitrogênio e fósforo) presentes na água ao longo da seqüência de reservatórios em
série do Médio e Baixo rio Tietê, sendo o último reservatório (reservatório de Três
Irmãos) do sistema em cascata o menos impactado durante o estudo.
• As classes Chlorophyceae e Cyanophyceae foram as mais representativas
durante o período de estudo, em relação ao número de táxons identificados, sendo
Cyanophyceae a classe que apresentou a maior densidade numérica e abundância
relativa para as espécies encontradas e presentes, respectivamente, nos reservatórios
do Sistema Tietê.
• Apesar do constatado efeito de redução da concentração dos nutrientes
(nitrogênio e fósforo) ao longo da cascata de reservatórios do rio Tietê, foi verificada a
prevalência de altos valores de densidade e dominância de cianobactérias, bem como
de suas toxinas em todos os ambientes investigados.
• Verificou-se um padrão de distribuição espacial entre as cianobactérias, com
predominância, em elevadas densidades, de representantes da ordem Chroococcales,
como o gênero Microcystis, principalmente nos três primeiros reservatórios do sistema
em cascata (Barra Bonita, Bariri e Ibitinga); enquanto espécies da ordem Nostocales,
como Cylindrospermopsis raciborskii e Raphidiopsis sp, obtiveram sua dominância,
com altas densidades de organismos associados, principalmente nos três últimos
reservatórios do sistema Tietê (Promissão, Nova Avanhandava e Três Irmãos).
• Foi registrada a presença de cianotoxinas em todos os reservatórios do rio
Tietê, sendo que microcistina ocorreu em 100% das amostras analisadas, enquanto
que toxinas paralisantes do grupo das saxitoxinas apresentaram 85,29% de ocorrência
nas amostras coletadas. Estes resultados despertam para uma atenção redobrada
quanto ao uso destas águas, em vista da potencialidade de riscos de intoxicação
humana, seja através do contato direto e primário com águas contendo estas cepas
tóxicas, seja pelo consumo de água ou de pescado que eventualmente estejam
contaminados por estas toxinas.
257
• Os bioensaios realizados com camundongos revelaram que mais de 93% das
amostras testadas foram tóxicas, sendo 79% destas descritas como sendo de média e
alta toxicidades, o que representa um risco eminente à saúde humana, durante o
contato com estas águas na prática de atividades aquáticas de lazer e recreação, bem
como pelo eventual consumo destas águas sem um tratamento recomendado.
• Os resultados apresentados nos testes ecotoxicológicos realizados com
microcrustáceos demonstraram claramente o risco potencial que estas florações
podem estar conferindo à biota aquática presente nos reservatórios do rio Tietê,
independente de seu estado trófico, evidenciando uma possível transferência deste
problema a elos tróficos superiores, caso estejam ocorrendo processos de
bioacumulação destes compostos tóxicos.
• Embora se desconheça a magnitude total da contaminação que caracteriza
estes reservatórios atualmente, é reconhecida a necessidade atual do uso racional
destes mananciais, somada a medidas de recuperação destas águas eutrofizadas, de
modo a minimizar a proliferação exagerada, inclusive nas regiões favoráveis para o
desenvolvimento, de florações de cianobactérias tóxicas.
• Entres os fatores ambientais avaliados no presente estudo, a condição
nutricional da água nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê, com destaque as
concentrações das formas nitrogenadas, promoveram efeitos sobre a distribuição,
composição e dominância das espécies de cianobactérias capazes de fixar estes
nutrientes, como Cylindrospermopsis e Raphidiopsis, naqueles ambientes em que
foram mais escassos.
258
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293
ANEXOS
294
Tabela 8. Valores de precipitação acumulada entre as estações medidoras nas cidades
de Jaú, Araçatuba e Auriflama durante o período de estudo (dados fornecidos pelo IAC
de Campinas).
Meses 2002 / 2003 Jaú Araçatuba Auriflama
Ocorrido Média Histórica Ocorrido Média Histórica Ocorrido Média Histórica
Novembro 204,5 131 112,6 179 217,9 123
2002 Dezembro 246,8 207 203,8 247 213,3 220
Janeiro 406,8 338 409,0 327 262,1 249
Fevereiro 116,3 278 156,8 185 79,7 180
Março 151,5 122 76,1 144 197,1 131
Abril 133,7 71 44,6 54 115,3 42
Maio 34,0 49 31,5 67 66,6 44
2003 Junho 11,8 54 29,3 47 7,8 30
Julho 3,2 21 10,0 24 4,9 8
Agosto 21,4 38 14,2 35 20,1 28
Setembro 18,9 102 24,4 73 26,6 50
Outubro 130,9 120 84,6 109 174,7 91
Tabela 9. Valores de temperatura do ar (máxima e mínima) entre as estações medidoras
nas cidades de Jaú, Araçatuba e Auriflama durante o período de estudo (dados fornecidos
pelo IAC de Campinas).
Meses 2002 / 2003 Jaú Araçatuba Auriflama
Máxima Mínima Máxima Mínima Máxima Mínima
Novembro 31,3 18,4 32,1 20,3 32,0 20,7
2002
Dezembro 31,9 19,4 33,7 21,6 32,8 21,3
Janeiro 30,1 20,2 31,9 20,8 31,2 21,5
Fevereiro 32,4 20,2 33,1 22,9 33,1 21,5
Março 30,3 19,2 32,1 22,1 31,5 20,1
Abril 29,2 16,7 30,3 20,1 30,1 19,0
Maio 26,2 12,4 25,2 15,5 27,2 14,6
2003 Junho 28,1 13,8 27,3 16,8 29,4 17,1
Julho 27,6 12,4 27,3 17,1 29,0 15,0
Agosto 27,1 11,5 25,2 14,9 27,8 13,2
Setembro 30,1 13,9 29,9 18,0 31,3 16,5
Outubro 30,8 15,8 31,3 19,6 31,4 18,7
Tabela 10. Valores da velocidade do vento (km/h) entre as estações medidoras nas
cidades de Jaú, Araçatuba e Auriflama durante o período de estudo (dados fornecidos
pelo IAC de Campinas)
Estações meteorológicas Nov/02 Fev/03 Abr/03 Jun/03 Ago/03 Out/03
Jaú 3,8 3,4 3,9 7,3 10 5
Araçatuba 6,2 13 13,8 13,7 14,7 7,2
Auriflama 8 11 14,5 11,2 17,9 6,7
295
Tabela 11. Valores mensais de vazão defluente e tempo de residência da água nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê, entre 2002 e 2003.
Reservatório Meses Vazão defluente Tempo de residência
(m
3
/s) (dias)
Outubro / 02 312
209
Novembro / 02 434
182
Dezembro / 02 235
150
Janeiro / 03 588
120
Fevereiro / 03 576
123
Março / 03 379
145
Abril / 03 224
94
Maio / 03 237
99
Junho / 03 200
83
Julho / 03 266
111
Agosto / 03 209
87
Setembro / 03 253
106
Reservatório de Barra Bonita
Outubro / 03 272
114
Outubro / 02 290 21
Novembro / 02 388 28
Dezembro / 02 200 14
Janeiro / 03 450 32
Fevereiro / 03 480 35
Março / 03 330 24
Abril / 03 270 19
Maio / 03 289 21
Junho / 03 204 14
Julho / 03 229 16
Agosto / 03 209 15
Setembro / 03 235 17
Reservatório de Bariri
Outubro / 03 240 17
Outubro / 02 348
45
Novembro / 02 375
49
Dezembro / 02 407
53
Janeiro / 03 826
40
Fevereiro / 03 955
38
Março / 03 573
50
Abril / 03 357
68
Maio / 03 284
75
Junho / 03 269
72
Julho / 03 292
38
Agosto / 03 294
38
Setembro / 03 292
38
Reservatório de Ibitinga
Outubro / 03 339
34
296
... Continuação da Tabela 11. Valores mensais de vazão defluente e tempo de
residência da água nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê, entre 2002 e 2003.
Reservatório Meses Vazão defluente Tempo de residência
(m
3
/s) (dias)
Outubro / 02 375
223
Novembro / 02 384
219
Dezembro / 02 413
215
Janeiro / 03 580
198
Fevereiro / 03 680
175
Março / 03 700
174
Abril / 03 429
200
Maio / 03 385
230
Junho / 03 412
201
Julho / 03 437
197
Agosto / 03 483
194
Setembro / 03 562
180
Reservatório Promissão
Outubro / 03 503
190
Outubro / 02 385
114
Novembro / 02 406
113
Dezembro / 02 453
110
Janeiro / 03 840
94
Fevereiro / 03 990
80
Março / 03 760
95
Abril / 03 475
109
Maio / 03 406
119
Junho / 03 439
113
Julho / 03 444
110
Agosto / 03 488
104
Setembro / 03 566
94
Reservatório de N. Avanhandava
Outubro / 03 505
107
Outubro / 02 550
250
Novembro / 02 670
240
Dezembro / 02 715
232
Janeiro / 03 800
229
Fevereiro / 03 735
245
Março / 03 670
234
Abril / 03 450
270
Maio / 03 380
289
Junho / 03 330
290
Julho / 03 319
292
Agosto / 03 322
291
Setembro / 03 348
280
Reservatório de Três Irmãos
Outubro / 03 360
275
297
Tabela 12. Valores máximos e mínimos de pH, condutividade, oxigênio dissolvido, temperatura da água e horário de coleta nos reservatórios
do Médio e Baixo rio Tietê, em novembro de 2002.
Reservatórios pH Condutividade Temperatura Oxigênio Dissolvido Horário da
(µS/cm) (
0
C) (mg/L)
Máximo Mínimo Máximo Mínimo Máximo Mínimo Máximo Mínimo coleta
Barra Bonita 10,26 8,82 296 292 27,6 23,4 13,27 1,23 08:42
Bariri 10,28 8,16 273 264 28,1 23,7 13,43 1,48 14:22
Ibitinga 10,02 7,61 223 219 27,2 24,4 11,38 0,92 09:32
Promissão 9,99 7,66 137 133 28,8 24,7 10,31 4,86 12:35
Nova Avanhandava 7,35 6,38 164 162 26,6 24,8 10,59 5,88 09:10
Três Irmãos 7,66 6,64 138 133 26,4 24,7 7,77 4,68 10:40
Tabela 13. Valores máximos e mínimos de pH, condutividade, oxigênio dissolvido, temperatura da água e horário de coleta nos reservatórios
do Médio e Baixo rio Tietê, em fevereiro de 2003.
Reservatórios pH Condutividade Temperatura Oxigênio Dissolvido Horário da
(µS/cm) (
0
C) (mg/L)
Máximo Mínimo Máximo Mínimo coleta Mínimo Máximo Mínimo coleta
Barra Bonita 8,01 6,06 186 157 27,1 26,2 7,33 0,09 08:05
Bariri 7,72 7,19 160 156 28,5 26,7 7,06 1,45 13:10
Ibitinga 7,6 7,1 167 162 28 27,1 6,21 0,03 08:18
Promissão 7,9 7,03 207 139 27,8 27,4 5,77 0,04 09:54
Nova Avanhandava 7,72 6,9 120 117 28,1 27,4 5,98 0,06 10:00
Três Irmãos 7,9 7,3 107 105 29,2 28,2 8,34 4,88 16:00
298
Tabela 14. Valores máximos e mínimos de pH, condutividade, oxigênio dissolvido, temperatura da água e horário de coleta nos reservatórios
do Médio e Baixo rio Tietê, em abril de 2003.
Reservatórios pH Condutividade Temperatura Oxigênio Dissolvido Horário da
(µS/cm) (
0
C) (mg/L)
Máximo Mínimo Máximo Mínimo Máximo Mínimo Máximo Mínimo coleta
Barra Bonita 8,5 6,36 148 144 25,1 24,9 10,4 0 08:05
Bariri 8,27 6,26 179 129 27 24,3 9,26 0 10:51
Ibitinga 9 6,4 118 104 26 24,7 13,4 0 08:23
Promissão 8,2 6,59 162 152 26,7 25,8 8,87 0,59 09:30
Nova Avanhandava 8,03 7,07 142 139 27,2 26,3 8,95 4,07 10:22
Três Irmãos 7,4 7,1 107 105 28,1 27,2 7,5 6,72 15:33
Tabela 15. Valores máximos e mínimos de pH, condutividade, oxigênio dissolvido, temperatura da água e horário de coleta nos reservatórios
do Médio e Baixo rio Tietê, em junho de 2003.
Reservatórios pH Condutividade Temperatura Oxigênio Dissolvido Horário da
(µS/cm) (
0
C) (mg/L)
Máximo Mínimo Máximo Mínimo Máximo Mínimo Máximo Mínimo coleta
Barra Bonita 7,91 6,44 155 154 21,2 21 6,58 4,04 08:00
Bariri 8,83 6,82 135 134 23,6 23,2 9,21 2,8 13:39
Ibitinga 8,7 6,6 116 84 21,8 21,1 9,75 0 08:26
Promissão 7,95 7,37 159 130 23,1 23 6,59 0,65 09:26
Nova Avanhandava 8,83 6,82 135 134 23,6 23,2 9,21 2,7 10:18
Três Irmãos 7,9 6,6 99 96 25,5 24,2 8,77 5,91 15:00
299
Tabela 16. Valores máximos e mínimos de pH, condutividade, oxigênio dissolvido, temperatura da água e horário de coleta nos reservatórios
do Médio e Baixo rio Tietê, em agosto de 2003.
Reservatórios pH Condutividade Temperatura Oxigênio Dissolvido Horário da
(µS/cm) (
0
C) (mg/L)
Máximo Mínimo Máximo Mínimo Máximo Mínimo Máximo Mínimo coleta
Barra Bonita 7,45 6,55 243 235 19,9 19,2 9,85 4,17 13:55
Bariri 7,22 6,77 209 206 19,9 19,5 10,3 5,97 08:52
Ibitinga 6,9 6,1 161 159 20,9 20 9,1 7,37 10:40
Promissão 7,89 6,82 141 136 20,8 20,5 8,76 7,23 10:00
Nova Avanhandava 8,9 7,26 150 148 21,4 20,5 9,1 7,06 14:00
Três Irmãos 8,3 7,3 125 124 21,5 21,4 9,2 7,85 16:00
Tabela 17. Valores máximos e mínimos de pH, condutividade, oxigênio dissolvido, temperatura da água e horário de coleta nos reservatórios
do Médio e Baixo rio Tietê, em outubro de 2003.
Reservatórios pH Condutividade Temperatura Oxigênio Dissolvido Horário da
(µS/cm) (
0
C) (mg/L)
Máximo Mínimo Máximo Mínimo Máximo Mínimo Máximo Mínimo coleta
Barra Bonita 7,36 6,54 249 244 23,8 21,9 6,66 2,33 09:50
Bariri 8,33 7,04 226 220 224 21,5 8,91 0,9 10:45
Ibitinga 8,92 7,04 173 165 23,2 22,2 7,36 0 08:10
Promissão 8,22 7,43 129 115 23,5 22,6 7,75 2,96 10:00
Nova Avanhandava 8,46 6,74 120 119 24,4 22,5 7,95 4,41 10:25
Três Irmãos 8,46 7,13 110 107 26,3 23,6 8,03 5,73 15:00
300
Tabela 18. Concentrações do material em suspensão (total, orgânico e inorgânico) obtidas nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê
durante o período de estudo.
Reservatórios Período de coleta
Novembro / 02 Fevereiro / 03 Abril / 03 Junho / 03 Agosto / 03 Outubro / 03
M.S.T M.S.O M.S.I M.S.T M.S.O M.S.I M.S.T M.S.O M.S.I M.S.T M.S.O M.S.I M.S.T M.S.O M.S.I M.S.T M.S.O M.S.I
Barra Bonita 4,28 2,51 1,77 7,93 5,06 2,87 2,63 1,38 1,25 4,17 1,73 2,44 7,17 3,38 3,79 5,76 2,05 3,71
Bariri 4,66 3,93 0,73 7,18 2,83 4,35 4,16 1,47 2,69 2,8 1,09 1,71 4,26 1,45 2,81 4,3 3 1,3
Ibitinga 2,6 2,41 0,19
3,84 3,18 0,66 4,47 3,54 0,93 2,75 2,02 0,72 1,75 1,15 0,6 2,42 1,45 0,97
Promissão 5,87 5,27 0,6
2,22 1,99 0,23 2,08 1,72 0,36 1,5 1,23 0,27 2 1,75 0,25 3,06 1,55 1,51
Nova Avanhandava 3,93 3,89 0,04
3,06 2,05 1,01 3,12 3,01 0,11 2,47 2,07 0,4 3,01 2,5 0,51 2,94 2,6 0,34
Três Irmãos 3,43 2,85 0,58
2,16 1,54 0,62 3,56 2,97 0,59 0,94 0,91 0,03 1,35 0,85 0,5 2,57 2,3 0,27
Máxima 5,87 5,27 1,77 7,93 5,06 4,35 4,47 3,54 2,69 4,17 2,07 2,44 7,17 3,38 3,79 5,76 3 3,71
Mínima 2,6 2,41 0,03 2,16 1,54 0,23 2,08 1,38 0,11 0,94 0,91 0,05 1,35 0,85 0,25 2,42 1,45 0,27
Média 4,12 3,47 0,65
4,39 2,77 1,63 3,33 2,34 0,98 2,43 1,5 0,92 3,25 1,84 1,41 3,5 2,15 1,35
Tabela 19. Valores de profundidade (m), transparência (Secchi) e limite de zona eufótica (Zeuf) na água dos reservatórios do Médio e Baixo rio
Tietê durante o período de estudo.
Reservatórios Novembro / 02
Fevereiro / 03 Abril / 03 Junho / 03 Agosto / 03 Outubro / 03
Prof. Secch Zeuf Prof. Secch Zeuf Prof. Secch Zeuf Prof. Secch Zeuf Prof. Secch Zeuf Prof. Secch Zeuf
Barra Bonita 22 1,2 3,6 30 0,8 2,4 30 1,2 3,6 30 2,2 6,6 28 1,5 4,5 27 1,45 4,4
Bariri 21 1,6 4,8 30 0,9 2,7 30 1,8 5,4 27 3 9 22 2 6 22 1,3 3,9
Ibitinga 18 1,8 5,4
30 1,3 3,9 30 1,2 3,6 30 2,2 6,6 22 3,3 9,9 29 1,5 4,5
Promissão 21 1,1 3,3
30 2 6 30 2,2 6,6 26 4 12 24 3,3 9,9 30 2,5 7,5
Nova Avanhandava 23 1,7 5,1
30 2 6 30 1,8 5,4 30 2,5 7,5 30 2,2 6,6 30 1,6 4,8
Três Irmãos 30 4 12
30 4 12 30 6 18 30 6,6 20 30 6 18 29 1,5 4,5
Máxima 30 4 12 30 4 12 30 6 18 30 6,6 20 30 6 18 30 2,5 7,5
Mínima 18 1,1 3,3 30 0,8 2,4 30 1,2 3,6 26 2,2 6,6 22 1,5 4,5 22 1,3 3,9
Média 23 1,9 5,7
30 1,8 5,5 30 2,4 7,1 28,8 3,4 10,3 26,0 3,1 9,2 27,8 1,6 4,9
301
Tabela 20. Concentrações de nitrito, nitrato, íon amônio, nitrogênio orgânico total, fósforo total, fosfato total dissolvido, fósforo inorgânico e
silicatos nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em novembro de 2002.
Reservatórios
Nitrito Nitrato Amônia Nitrogênio Org. Total Fósforo Total Fosfato Total Diss. Fosfato Inorgânico Silicato
(µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L)
Barra Bonita
50,28 1775,2 53,07 1241 150 99,01 79,78 2408
Bariri
26,65 1360,8 78,29 821 114,7 59,52 44,23 4315
Ibitinga
23,50 1775,2 68,20 494 66,6 19,22 5,27 6375
Promissão
3,40 339,8 80,97 531 56,66 14,01 5,43 8899
Nova Avanhandava
3,16 241,4 62,91 690 53,72 16,29 6,95 8740
Três Irmãos
3,81 227,6 88,13 391 46,87 14,95 7,87 7977
Máxima
50,29 1775,20 88,14 1241 150,00 99,01 79,79 8899
Mínima
3,17 227,60 53,07 391 46,87 14,01 5,27 2408
Média
18,47 953,33 71,93 694 81,43 37,17 24,93 6452
Tabela 21. Concentrações de Nitrito, Nitrato, Íon Amônio, Nitrogênio Orgânico Total, Fósforo Total, Fosfato Total Dissolvido, Fósforo Inorgânico
e Silicatos nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em fevereiro de 2003.
Reservatórios Nitrito Nitrato Amônia Nitrogênio Org. Total Fósforo Total Fosfato Total Diss. Fosfato Inorgânico Silicato
(µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L)
Barra Bonita
41,19 824,47 97,08 942 88,97 23,73 15,28 3072
Bariri
110,36 954,96 130,19 681 117,31 68,34 46,73 3470
Ibitinga
21,41 1014,3 75,85 279 74,61 17,22 8,74 4217
Promissão
1,46 408,05 23,23 373 47,78 17,22 14,25 3743
Nova Avanhandava
1,31 217,47 18,21 373 54,61 6,47 5,70 3565
Três Irmãos
0,79 57,27 9,53 317 44,23 6,25 4,19 4226
Máxima
110,36 1014,30 130,19 942 117,31 68,35 46,74 4226
Mínima
0,79 57,27 9,53 279 44,23 6,25 4,19 3072
Média
29,42 579,42 59,02 494 71,25 23,21 15,82 3715
302
Tabela 22. Concentrações de Nitrito, Nitrato, Íon Amônio, Nitrogênio Orgânico Total, Fósforo Total, Fosfato Total Dissolvido, Fósforo Inorgânico
e Silicatos nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em abril de 2003.
Reservatórios
Nitrito Nitrato Amônia Nitrogênio Org. Total Fósforo Total Fosfato Total Diss. Fosfato Inorgânico Silicato
(µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L)
Barra Bonita
6,65 527,35 12,58 737 69,92 32,86 19,65 7059
Bariri
4,36 519,06 27,12 625 85,02 52,77 31,47 7560
Ibitinga
4,48 672,44 9,67 485 63,60 16,44 5,75 8362
Promissão
8,36 174,43 15,35 774 49,27 11,56 3,38 6894
Nova Avanhandava
3,88 76,76 9,54 886 50,78 10,77 1,92 7439
Três Irmãos
4,07 41,55 11,57 578 39,06 13,06 2,81 8534
Máxima
8,36 672,44 27,12 886 85,03 52,77 31,47 8534
Mínima
3,88 41,56 9,54 485 39,07 10,77 1,92 6894
Média
5,30 335,27 14,31 680 59,62 22,91 10,83 7641
Tabela 23. Concentrações de Nitrito, Nitrato, Íon Amônio, Nitrogênio Orgânico Total, Fósforo Total, Fosfato Total Dissolvido, Fósforo Inorgânico
e Silicatos nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em junho de 2003.
Reservatórios
Nitrito Nitrato Amônia Nitrogênio Org. Total Fósforo Total Fosfato Total Diss. Fosfato Inorgânico Silicato
(µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L)
Barra Bonita
10,69 944,22 47,82 1017 52,12 26,18 17,31 7596
Bariri
13,01 683,98 73,58 485 53,13 36,31 23,02 10000
Ibitinga
3,03 505,97 53,63 625 34,91 13,82 2,46 8844
Promissão
1,48 395,09 35,81 447 26,45 10,77 1,42 7647
Nova Avanhandava
4,31 300,84 47,18 503 24,70 9,43 3,48 7815
Três Irmãos
1,26 153,92 27,28 335 20,79 9,07 1,46 8758
Máxima
13,01 944,22 73,59 1017 53,13 36,31 23,03 10000
Mínima
1,26 153,92 27,28 335 20,79 9,07 1,43 7596
Média
5,63 497,34 47,56 568 35,36 17,60 8,20 8443
303
Tabela 24. Concentrações de Nitrito, Nitrato, Íon Amônio, Nitrogênio Orgânico Total, Fósforo Total, Fosfato Total Dissolvido, Fósforo Inorgânico
e Silicatos nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em agosto de 2003.
Reservatórios
Nitrito Nitrato Amônia Nitrogênio Org. Total Fósforo Total Fosfato Total Diss. Fosfato Inorgânico Silicato
(µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L)
Barra Bonita
53,67 245,46 34,21 610 105,35 42,10 32,12 4572
Bariri
31,30 1588,1 96,72 610 63,16 21,98 14,85 6625
Ibitinga
42,71 921,73 126,88 470 44,49 14,36 9,54 6040
Promissão
2,84 406,43 43,71 330 36,36 11,23 7,16 9641
Nova Avanhandava
2,11 221,7 23,19 510 37,2 10,71 7,77 9278
Três Irmãos
1,13 204,39 17,48 370 33,04 10,96 5,33 9323
Máxima
53,67 1588,10 126,88 610 105,35 42,11 32,13 9641
Mínima
1,14 204,39 17,49 330 33,05 10,72 5,33 4572
Média
22,30 597,97 57,04 483 53,27 18,56 12,80 7579
Tabela 25. Concentrações de Nitrito, Nitrato, Íon Amônio, Nitrogênio Orgânico Total, Fósforo Total, Fosfato Total Dissolvido, Fósforo Inorgânico
e Silicatos nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em outubro de 2003.
Reservatórios
Nitrito Nitrato Amônia Nitrogênio Org. Total Fósforo Total Fosfato Total Diss. Fosfato Inorgânico Silicato
(µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L)
Barra Bonita
105,58 399,23 53,09 890 239,16 228,71 193,7 3911
Bariri
151,91 307,85 28,75 890 156,85 114,76 95,95 5548
Ibitinga
49,70 1412 88,12 700 55,74 30,61 18,87 6421
Promissão
4,51 364,19 24,1 330 44,07 17,07 11,50 9825
Nova Avanhandava
7,17 243,18 38,72 420 46,01 13,73 11,59 9541
Três Irmãos
1,63 102,42 31,40 420 26,57 13,13 8,67 9564
Máxima
151,91 1412,00 88,13 890 239,16 228,71 193,70 9825
Mínima
1,63 102,42 24,10 330 26,58 13,14 8,67 3911
Média
53,42 471,48 44,03 608 94,74 69,67 56,71 7468
304
Tabela 26. Valores calculados entre as razões NT/PT e NID/PID nos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê em novembro de 2002.
Reservatórios DIN DIP DIN/DIP NT PT NT/PT
Barra Bonita 1778,56 79,78 23,54 1241 150 8,27
Bariri 1465,75 44,23 33,13 821 114,7 7,15
Ibitinga 1866,91 5,27 354,19 494 66,6 7,41
Promissão 424,18 5,43 78,04 531 56,66 9,37
Nova Avanhandava 307,47 6,95 44,23 690 53,72 12,84
Três Irmãos 319,55 7,87 40,58 391 46,87 8,34
Máximo 1866,91 79,78 354,19 1241 150 12,84
Mínimo 307,47 5,27 23,54 391 46,87 7,15
Tabela 27. Valores calculados entre as razões NT/PT e NID/PID nos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê em fevereiro de 2003.
Reservatórios DIN DIP DIN/DIP NT PT NT/PT
Barra Bonita 962,75 15,28 63 942 88,973 10,58
Bariri 1195,51 46,73 25,57 681 117,31 5,8
Ibitinga 1111,57 8,74 127,09 279 74,613 3,73
Promissão 432,74 14,25 30,35 373 47,78 7,8
Nova Avanhandava 236,99 5,70 41,56 373 54,61 6,82
Três Irmãos 67,59 4,19 16,12 317 44,23 7,16
Máximo 1195,51 46,737 127,09 942 117,31 10,58
Mínimo 67,59 4,191 16,12 279 44,231 3,73
Tabela 28. Valores calculados entre as razões NT/PT e NID/PID nos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê em abril de 2003.
Reservatórios DIN DIP DIN/DIP NT PT NT/PT
Barra Bonita 546,59 19,65 27,81 737 69,92 10,53
Bariri 550,54 31,47 17,49 625 85,02 7,35
Ibitinga 686,6 5,75 119,38 485 63,60 7,62
Promissão 198,14 3,38 58,5 774 49,27 15,7
Nova Avanhandava 90,18 1,92 46,94 886 50,78 17,44
Três Irmãos 57,2 2,81 20,29 578 39,06 14,79
Máximo 686,6 31,47 119,38 886 85,02 17,44
Mínimo 57,2 1,921 17,49 485 39,069 7,35
305
Tabela 29. Valores calculados entre as razões NT/PT e NID/PID nos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê em junho de 2003.
Reservatórios DIN DIP DIN/DIP NT PT NT/PT
Barra Bonita 1002,73 17,31 57,91 1017 52,12 17,51
Bariri 770,57 23,02 33,46 485 53,13 9,12
Ibitinga 562,63 2,46 228,24 625 34,91 17,9
Promissão 432,39 1,42 302,79 447 26,45 16,89
Nova Avanhandava 352,34 3,48 101,01 503 24,70 20,35
Três Irmãos 182,46 1,46 124,55 335 20,79 16,11
Máximo 1002,73 23,02 302,79 1017 53,13 20,35
Mínimo 182,46 1,42 33,46 335 20,79 9,12
Tabela 30. Valores calculados entre as razões NT/PT e NID/PID nos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê em agosto de 2003.
Reservatórios DIN DIP DIN/DIP NT PT NT/PT
Barra Bonita 333,34 32,12 10,37 610 105,35 5,79
Bariri 1716,13 14,85 115,55 610 63,16 9,65
Ibitinga 1091,32 9,54 114,37 470 44,49 10,56
Promissão 452,99 7,16 63,21 330 36,36 9,07
Nova Avanhandava 247 7,77 31,77 510 37,2 13,7
Três Irmãos 223,01 5,33 41,8 370 33,04 11,19
Máximo 1716,13 32,127 115,55 610 105,35 13,7
Mínimo 223,01 5,334 10,37 330 33,046 5,79
Tabela 31. Valores calculados entre as razões NT/PT e NID/PID nos reservatórios do
Médio e Baixo rio Tietê em outubro de 2003.
Reservatórios DIN DIP DIN/DIP NT PT NT/PT
Barra Bonita 557,9 193,7 2,88 890 239,16 3,72
Bariri 488,51 95,95 5,09 890 156,85 5,67
Ibitinga 1549,83 18,87 82,13 700 55,74 12,55
Promissão 392,8 11,50 34,15 330 44,07 7,48
Nova Avanhandava 289,08 11,59 24,94 420 46,01 9,12
Três Irmãos 135,45 8,67 15,62 420 26,57 15,8
Máximo 1549,83 193,7 82,13 890 239,16 15,8
Mínimo 135,45 8,67 2,88 330 26,57 3,72
306
Tabela 32. Concentrações de clorofila a e feofitina (µg/L), obtidas nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo.
Reservatórios Período de coleta
Novembro / 02 Fevereiro / 03 Abril / 03 Junho / 03 Agosto / 03 Outubro / 03
Clorofila Feofitina Clorofila Feofitina Clorofila Feofitina Clorofila Feofitina Clorofila Feofitina Clorofila Feofitina
Barra Bonita 10,32 3,34 13,95 21,98 1,81 13,32 2,23 6,45 12,28 10,57 9,76 1,17
Bariri 13,67 2,92 9,48 5,35 2,92 2,44 3,34 0,26 8,37 3,54 14,51 6,19
Ibitinga 6,97 2,20
1,39 10,32 3,31 29,27 5,85 14,54 2,79 2,87 4,46 1,78
Promissão 6,41 20,53
2,79 16,74 4,74 5,70 4,88 1,66 9,76 3,12 6,13 2,84
Nova Avanhandava 11,72 6,24
3,06 5,52 14,23 8,52 5,30 6,31 5,02 3,18 10,32 4,32
Três Irmãos 3,90 0,97
1,67 3,40 1,59 2,45 1,81 0,62 1,11 1,81 6,41 8,03
Máxima 13,67 20,53 13,95 21,98 14,51 29,27 5,85 14,54 12,28 10,57 13,99 8,03
Mínima 3,90 0,976 1,395 3,40 1,59 2,44 1,81 0,26 1,11 1,81 4,46 1,17
Média 8,83 6,04
5,39 10,55 4,77 10,28 3,90 4,97 6,55 4,18 8,60 4,05
307
Tabela 33. Valores do Índice de estado trófico para o secchi (IET) e estado trófico (ET), nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo.
Reservatórios Nov / 02 Fev / 03 Abr / 03 Jun / 03 Ago / 03 Out / 03
IET ET IET ET IET ET IET ET IET ET IET ET
Barra Bonita 51 M 57 E 51 M 42 O 48 M 48 M
Bariri 47 M 55 E 45 M 38 O 44 M 50 M
Ibitinga 45 M 50 M 51 M 42 O 36 O 48 M
Promissão 52 M 44 M 42 O 34 O 36 O 40 O
Nova Avanhandava 46 M 44 M 45 M 40 O 42 O 47 M
Três Irmãos 34 O 34 O 28 O 26 O 28 O 48 M
Máximo 52 57 51 42 48 50
Mínimo 34 34 28 26 28 40
Média 46 47 44 37 39 47
E = eutrófico , M = mesotrófico, O = oligotrófico
Tabela 34. Valores do Índice de estado trófico para a clorofila a (IET) e estado trófico (ET),
nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo.
Reservatório Nov / 02 Fev / 03 Abr / 03 Jun / 03 Ago / 03 Out / 03
IET ET IET ET IET ET IET ET IET ET IET ET
Barra Bonita 54 M 57 E 37 O 39 O 56 E 53 M
Bariri 57 E 53 M 41 O 43 O 52 M 57 E
Ibitinga 50 M 34 O 43 O 48 M 41 M 46 M
Promissão 49 M 41 O 46 M 46 M 53 M 49 M
Nova Avanhandava 55 E 42 O 57 E 47 M 47 M 54 M
Três Irmãos 44 M 36 O 35 O 37 O 32 O 49 M
Máximo 57 57 57 48 56 57
Mínimo 44 34 35 37 32 46
Média 52 44 43 43 47 51
E = eutrófico , M = mesotrófico, O = oligotrófico
Tabela 35. Valores do Índice de estado trófico para o fósforo total (IET) e estado trófico (ET),
nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo.
Reservatório Nov / 02 Fev / 03 Abr / 03 Jun / 03 Ago / 03 Out / 03
IET ET IET ET IET ET IET ET IET ET IET ET
Barra Bonita 69 E 61 E 58 E 54 M 64 E 76 E
Bariri 65 E 65 E 61 E 54 M 57 E 70 E
Ibitinga 57 E 59 E 57 E 48 M 51 M 55 E
Promissão 55 E 53 M 53 M 43 O 49 M 51 M
Nova Avanhandava 54 E 54 E 53 M 43 O 49 M 52 M
Três Irmãos 52 M 51 M 50 M 41 O 47 M 44 M
Máximo 69 65 61 54 64 76
Mínimo 52 51 50 41 47 44
Média 59 57 55 47 53 58
E = eutrófico , M = mesotrófico, O = oligotrófico
308
Tabela 36. Valores do Índice de estado trófico para o fosfato inorgânico dissolvido (IET) e
estado trófico (ET), nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo.
Reservatório Nov / 02 Fev / 03 Abr / 03 Jun / 03 Ago / 03 Out / 03
IET ET IET ET IET ET IET ET IET ET IET ET
Barra Bonita 79 E 55 E 59 E 57 E 66 E 84 E
Bariri 70 E 71 E 65 E 61 E 55 E 81 E
Ibitinga 40 O 47 M 41 O 29 O 48 M 58 E
Promissão 40 O 54 M 33 O 25 O 44 M 51 M
Nova Avanhandava 43 O 41 O 25 O 34 O 45 M 51 M
Três Irmãos 45 M 36 O 31 O 25 O 40 O 47 M
Máximo 79 71 65 61 66 84
Mínimo 40 36 25 25 40 47
Média 53 51 42 37 50 63
E = eutrófico , M = mesotrófico, O = oligotrófico
Tabela 37. Valores do Índice de estado trófico médio (IET) e estado trófico (ET), nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo.
Reservatório Nov / 02 Fev / 03 Abr / 03 Jun / 03 Ago / 03 Out / 03
IET ET IET ET IET ET IET ET IET ET IET ET
Barra Bonita 65 E 58 E 51 M 49 M 60 E 69 E
Bariri 62 E 62 E 54 M 50 M 53 M 67 E
Ibitinga 48 M 47 M 47 M 42 O 45 M 52 M
Promissão 49 M 48 M 43 O 37 O 47 M 49 M
Nova Avanhandava 50 M 45 M 45 M 41 O 46 M 52 M
Três Irmãos 45 M 40 O 37 O 32 O 38 O 46 M
Máximo 65 62 54 50 60 69
Mínimo 45 40 37 32 38 46
Média 53 50 46 42 48 56
E = eutrófico , M = mesotrófico, O = oligotrófico
309
Tabela 38. Total de táxons inventariados em cada classe taxonômica nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo.
Meses de Classes fitoplanctônicas em todos os reservatórios Total de
coleta
Cyanophyceae Chlorophyceae Bacillariophyceae Zygnemaphyceae Xanthophyceae Euglenophyceae Chrysophyceae
táxons
Novembro / 02 17 34 6 3 1 0 0 61
Fevereiro / 03 13 23 7 3 1 0 0 47
Abril / 03 15 25 10 4 2 0 0 56
Junho / 03 13 21 9 2 0 0 0 45
Agosto / 03 13 32 9 2 0 0 0 56
Outubro / 03 13 26 9 6 2 1 1 58
Tabela 39. Total de táxons encontrados em cada classe taxonômica, nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em novembro de 2002.
Reservatórios Composição de classes fitoplanctônicas por reservatórios Total de
Cyanophyceae Chlorophyceae Bacillariophyceae Zygnemaphyceae Xanthophyceae Euglenophyceae Chrysophyceae
táxons
Barra Bonita 6 12 3 2 0 0 0
23
Bariri 11 5 1 2 0 0 0
19
Ibitinga 11 11 5 0 0 0 0
27
Promissão 7 8 1 1 0 0 0
17
Nova Avanhandava 7 15 4 3 0 0 0
29
Três Irmãos 5 10 3 1 0 0 0
19
310
Tabela 40. Total de táxons encontrados em cada classe taxonômica, nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em fevereiro de 2003.
Reservatórios Composição de classes fitoplanctônicas por reservatórios Total de
Cyanophyceae Chlorophyceae Bacillariophyceae Zygnemaphyceae Xanthophyceae Euglenophyceae Chrysophyceae
táxons
Barra Bonita 10 9 4 2 0 0 0 25
Bariri 7 6 2 0 0 0 0 15
Ibitinga 10 12 3 0 0 0 0 25
Promissão 8 6 2 2 1 0 0 19
Nova Avanhandava 4 5 0 0 0 0 0 9
Três Irmãos 3 11 5 0 0 0 0 19
Tabela 41. Total de táxons encontrados em cada classe taxonômica, nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em abril de 2003.
Reservatórios Composição de classes fitoplanctônicas por reservatórios Total de
Cyanophyceae Chlorophyceae Bacillariophyceae Zygnemaphyceae Xanthophyceae Euglenophyceae Chrysophyceae
táxons
Barra Bonita 11 11 5 1 2 0 0 30
Bariri 10 6 4 0 1 0 0 21
Ibitinga 6 7 1 0 1 0 0 15
Promissão 9 11 5 3 0 0 0 28
Nova Avanhandava 5 11 6 2 0 0 0 24
Três Irmãos 1 10 7 0 0 0 18
311
Tabela 42. Total de táxons encontrados em cada classe taxonômica, nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em junho de 2003.
Reservatórios Composição de classes fitoplanctônicas por reservatórios Total de
Cyanophyceae Chlorophyceae Bacillariophyceae Zygnemaphyceae Xanthophyceae Euglenophyceae Chrysophyceae
táxons
Barra Bonita 8 12 6 0 0 0 0 26
Bariri 5 9 4 1 0 0 0 19
Ibitinga 9 4 4 1 0 0 0 18
Promissão 8 14 5 1 0 0 0 28
Nova Avanhandava 8 14 6 1 0 0 0 29
Três Irmãos 5 7 7 1 0 0 0 20
Tabela 43. Total de táxons encontrados em cada classe taxonômica, nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em agosto de 2003.
Reservatórios Composição de classes fitoplanctônicas por reservatórios Total de
Cyanophyceae Chlorophyceae Bacillariophyceae Zygnemaphyceae Xanthophyceae Euglenophyceae Chrysophyceae
táxons
Barra Bonita 10 11 6 1 0 0 0 28
Bariri 6 10 6 2 0 0 0 24
Ibitinga 7 14 4 1 0 0 0 26
Promissão 8 20 7 2 0 0 0 37
Nova Avanhandava 6 16 8 2 0 0 0 32
Três Irmãos 7 8 8 1 0 0 0 24
312
Tabela 44. Total de táxons encontrados em cada classe taxonômica, nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em outubro de 2003.
Reservatórios Composição de classes fitoplanctônicas por reservatórios Total de
Cyanophyceae Chlorophyceae Bacillariophyceae Zygnemaphyceae Xanthophyceae Euglenophyceae Chrysophyceae
táxons
Barra Bonita
6 17 6 2 1 0 0 32
Bariri 9 10 3 1 1 0 0 24
Ibitinga 10 5 4 1 0 0 0 20
Promissão 9 14 7 4 1 1 0 36
Nova Avanhandava 9 11 6 3 1 1 0 31
Três Irmãos 7 12 7 3 0 0 1 30
Tabela 45. Densidade de organismos (org./ L) em cada classe de fitoplâncton, nos reservatórios do Sistema Tietê em novembro de 2002.
Reservatórios Classe
Cyanophyceae Chlorophyceae Bacillariophyceae Zygnemaphyceae Xanthophyceae Euglenophyceae Chrysophyceae
Barra Bonita 39.375 119.768 269.068 3.281
0
0 0
Bariri 774.905 42.298 174.269 1.691 0 0 0
Ibitinga 579.317 90.236 198.520 0 3.609 0 0
Promissão 1.593.020 832.951 12.494 6.247 0 0 0
Nova Avanhandava 783.974 1.999.242 95.289 12.994 0 0 0
Três Irmãos 285.147 52.337 14.437 9.023 0 0 0
Densidade média 675.956 522.805 127.346 5.539 3.609 0 0
313
Tabela 46. Densidade de organismos (org./ L) em cada classe de fitoplâncton, nos reservatórios do Sistema Tietê em fevereiro de 2003.
Reservatórios Classe
Cyanophyceae Chlorophyceae Bacillariophyceae Zygnemaphyceae Xanthophyceae Euglenophyceae Chrysophyceae
Barra Bonita 138.362 86.225 26.068 4.010 0 0 0
Bariri 123.219 1.389.019 22.403 0 0 0 0
Ibitinga 400.649 1.025.086 32.485 0 0 0 0
Promissão 878.301 1.052.758 8.021 6.015 4.010 0 0
Nova Avanhandava 439.381 605.972 0 0 0 0 0
Três Irmãos 86.225 1.285.368 42.110 6.015 0 0 0
Densidade média 344.356 907.405 26.217 5.347 4.010 0 0
Tabela 47. Densidade de organismos (org./ L) em cada classe de fitoplâncton, nos reservatórios do Sistema Tietê em abril de 2003.
Reservatórios Classe
Cyanophyceae Chlorophyceae Bacillariophyceae Zygnemaphyceae Xanthophyceae Euglenophyceae Chrysophyceae
Barra Bonita 160.620 86.626 113.697 9.023 3.609 0 0
Bariri 166.159 24.270 26.137 0 11.201 0 0
Ibitinga 799.494 52.337 1.804 0 1.804 0 0
Promissão 90.236 124.526 160.620 0 14.437 0 0
Nova Avanhandava 288.756 120.916 126.331 0 12.633 0 0
Três Irmãos 5.800 123.752 154.691 0 0 0 0
Densidade média 251.844 88.738 97.213 9.023 7.281 0 0
314
Tabela 48. Densidade de organismos (org./ L) em cada classe de fitoplâncton, nos reservatórios do Sistema Tietê em junho de 2003.
Reservatórios Classe
Cyanophyceae Chlorophyceae Bacillariophyceae Zygnemaphyceae Xanthophyceae Euglenophyceae Chrysophyceae
Barra Bonita 86.626 92.041 292.366 0 0 0 0
Bariri 162.425 80.279 147.489 1.866 0 0 0
Ibitinga 770.619 50.532 111.893 1.804 0 0 0
Promissão 386.460 151.223 104.549 5.600 0 0 0
Nova Avanhandava 287.368 81.212 72.883 2.082 0 0 0
Três Irmãos 112.294 98.257 118.310 2.005 0 0 0
Densidade média 300.965 92.257 141.248 2.671 0 0 0
Tabela 49. Densidade de organismos (org./ L) em cada classe de fitoplâncton, nos reservatórios do Sistema Tietê em agosto de 2003.
Reservatórios Classe
Cyanophyceae Chlorophyceae Bacillariophyceae Zygnemaphyceae Xanthophyceae Euglenophyceae Chrysophyceae
Barra Bonita 467.424 90.236 537.809 1.804 0 0 0
Bariri 99.260 52.337 270.709 5.414 0 0 0
Ibitinga 703.844 63.165 79.408 3.609 0 0 0
Promissão 220.301 145.622 63.476 14.935 0 0 0
Nova Avanhandava 1.239.848 101.064 59.556 16.242 0 0 0
Três Irmãos 162.425 41.508 72.189 1.804 0 0 0
Densidade média 482.184 82.322 180.525 7.301 0 0 0
315
Tabela 50. Densidade de organismos (org./ L) em cada classe de fitoplâncton, nos reservatórios do Sistema Tietê em outubro de 2003.
Reservatórios Classe
Cyanophyceae Chlorophyceae Bacillariophyceae Zygnemaphyceae Xanthophyceae Euglenophyceae Chrysophyceae
Barra Bonita 69.077 93.348 166.159 35.472 7.467 0 0
Bariri 1.058.567 78.412 35.472 1.866 3.733 0 0
Ibitinga 253.906 28.004 26.137 3.733 0 0 0
Promissão 147.987 115.502 59.556 27.070 1.804 3.609 0
Nova Avanhandava 573.903 95.650 32.485 21.656 1.804 1.804 0
Três Irmãos 1.023.281 37.899 30.680 12.633 0 0 1.804
Densidade média 521.120 74.803 58.415 17.072 3.702 2.707 1.804
Tabela 51. Densidade relativa (%) das classes fitoplanctônicas encontradas nos reservatórios do Sistema Tietê em novembro de 2002.
Reservatórios Classe
Cyanophyceae Chlorophyceae Bacillariophyceae Zygnemaphyceae Xanthophyceae Euglenophyceae Chrysophyceae
Barra Bonita 9,12 27,75 62,35 0,76 0 0 0
Bariri 78,02 4,25 17,54 0,17 0 0 0
Ibitinga 66,45 10,35 22,77 0 0,41 0 0
Promissão 65,16 34,07 0,51 0,25 0 0 0
Nova Avanhandava 27,11 69,14 3,29 0,44 0 0 0
Três Irmãos 79 14,5 3,99 2,49 0 0 0
316
Tabela 52. Densidade relativa (%) das classes fitoplanctônicas encontradas nos reservatórios do Sistema Tietê em fevereiro de 2003.
Reservatórios Classe
Cyanophyceae Chlorophyceae Bacillariophyceae Zygnemaphyceae Xanthophyceae Euglenophyceae Chrysophyceae
Barra Bonita
54,33 33,85 10,23 1,57 0 0 0
Bariri
8,02 90,51 1,45 0 0 0 0
Ibitinga
27,47 70,29 2,22 0 0 0 0
Promissão
45,06 54,01 0,41 0,3 0,2 0 0
Nova Avanhandava
42,03 57,96 0 0 0 0 0
Três Irmãos
6,07 90,53 2,96 0,42 0 0 0
Tabela 53. Densidade relativa (%) das classes fitoplanctônicas encontradas nos reservatórios do Sistema Tietê em abril de 2003.
Reservatórios Classe
Cyanophyceae Chlorophyceae Bacillariophyceae Zygnemaphyceae Xanthophyceae Euglenophyceae Chrysophyceae
Barra Bonita
42,99 23,18 30,43 2,41 0,96 0 0
Bariri
72,95 10,65 11,47 0 4,91 0 0
Ibitinga
93,46 6,11 0,21 0 0,21 0 0
Promissão
23,14 31,94 41,2 0 3,7 0 0
Nova Avanhandava
52,63 22,03 23,02 0 2,3 0 0
Três Irmãos
2,04 43,53 54,42 0 0 0 0
317
Tabela 54. Densidade relativa (%) das classes fitoplanctônicas encontradas nos reservatórios do Sistema Tietê em junho de 2003.
Reservatórios Classe
Cyanophyceae Chlorophyceae Bacillariophyceae Zygnemaphyceae Xanthophyceae Euglenophyceae Chrysophyceae
Barra Bonita
18,39 19,54 62,06 0 0 0 0
Bariri
41,42 20,47 37,61 0,47 0 0 0
Ibitinga
82,43 5,4 11,96 0,19 0 0 0
Promissão
59,65 23,34 16,13 0,86 0 0 0
Nova Avanhandava
64,78 18,3 16,43 0,46 0 0 0
Três Irmãos
33,93 29,69 35,75 0,6 0 0 0
Tabela 55. Densidade relativa (%) das classes fitoplanctônicas encontradas nos reservatórios do Sistema Tietê em agosto de 2003.
Reservatórios Classe
Cyanophyceae Chlorophyceae Bacillariophyceae Zygnemaphyceae Xanthophyceae Euglenophyceae Chrysophyceae
Barra Bonita
42,59 8,22 49,01 0,16 0 0 0
Bariri
23,2 12,23 63,29 1,26 0 0 0
Ibitinga
82,8 7,43 9,34 0,42 0 0 0
Promissão
49,58 32,77 14,28 3,36 0 0 0
Nova Avanhandava
87,51 7,13 4,2 1,14 0 0 0
Três Irmãos
58,44 14,93 25,97 0,64 0 0 0
318
Tabela 56. Densidade relativa (%) das classes fitoplanctônicas encontradas nos reservatórios do Sistema Tietê em outubro de 2003.
Reservatórios Classe
Cyanophyceae Chlorophyceae Bacillariophyceae Zygnemaphyceae Xanthophyceae Euglenophyceae Chrysophyceae
Barra Bonita
18,59 25,1 44,72 9,54 2 0 0
Bariri
89,95 6,65 3,01 0,15 0,31 0 0
Ibitinga
81,43 8,98 8,38 1,19 0 0 0
Promissão
41,62 32,48 16,75 7,61 0,50 1,01 0
Nova Avanhandava
78,9 13,15 4,46 2,97 0,24 0,249 0
Três Irmãos
92,49 3,42 2,77 1,14 0 0 0,16
319
Tabela 57. Distribuição e densidade dos táxons do fitoplâncton encontrados nos reservatórios
do Médio e Baixo rio Tietê em novembro de 2002.
Classe / Táxons
Novembro / 2002
Cyanophyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Anabaena circinalis
1640 1804
Anabaena solitaria
1691
Anabaena sp
6767 32485 4331
Anabaena spiroides
1804
Chroococcus minutos
4921 8459
Chroococcus sp
1804 6247 10828
Cylindrospermopsis raciborskii
1691 5414 1089084 641039 265295
Microcystis aeruginosa
13780 81720 42952 178668 55224 12993
Microcystis spp
5906 35022 18408 96205 55224 3248
Planktothrix agardhii
6562 25378 28875
Planktothrix sp
6247 17325
Pseudoanabaena catenata
33838 9023
Pseudoanabaena mulcicola
6562
Pseudoanabaena sp
560029 434939
Raphidiopsis sp
1691 1804 208237 43313 1804
Synechocystis sp
18611 8329 1804
Chlorophyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Actinastrum aciculare
9843 3609
Actinastrum gracillimum
8203
Actinastrum sp
4921
Asterococcus sp
1804 8329 7218
Botryococcus braunii
787139 4331
Botryococcus protuberans
57423 10151 9023 12494
Botryococcus sp
1640 3609
Chlorella sp
7218 12994 3609
Chlorococcum sp
2082 21656
Chlorolobion sp
3609
Coelastrum cambricum
2165
Coelastrum microporum
1804
Coelastrum reticulatum
17325
Coelastrum sp
4331 18047
Coelastrum sphaericum
25988
Coenocloris sp
Dictyosphaerium pulchellum
32485
Dictyosphaerium sp
6562 32485
Elakatothrix sp
36094
Gloecystis sp
2165
Golenkinia radiata
1804 2165
Golenkinia sp
1638
Keratococcus sp
1640 20303 7218 3609
Micractinium sp
4921 2082 2165
Monoraphidium komarkovae
3281
Monoraphidium sp
12494 21656
Oocystis sp
8459 4331 1804
Pedistrum sp
1804
Scenedesmus denticulatos
1804
Scenedesmus sp
9023 2082 12994
320
... Continuação da Tabela 57. Distribuição e densidade dos táxons do fitoplâncton encontrados nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em novembro de 2002.
Chlorophyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Sphaerocystis schroeteri
6562
Sphaerocystis sp
6247 7218
Tetrastrum sp
1691
Westella botryoides
13125 1691
Bacillariophyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Aulacoseira granulata
262505 174269 133549 1804
Aulacoseira sp
4921 1804
Cyclotella meneghiniana
14437
Cyclotella sp
37899 12494 51976 5414
Cyclotella stelligera
1640 10828 32485 7218
Pinnularia sp
4331
Synedra sp
6497
Zygnemaphyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Cosmarium sp 2165
Staurastrum sp
1640 4331 9023
Staurastrum volans
1640 1691 1691 6247 6497
Xanthophyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Centritractus sp
3609
Tabela 58. Distribuição e densidade dos táxons do fitoplâncton encontrados nos reservatórios
do Médio e Baixo rio Tietê em fevereiro de 2003.
Classe / Táxons
Fevereiro / 2003
Cyanophyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Anabaena sp
6015 5600 5414 4010
Aphanocapsa sp
5414 4010
Chroococcus minutus
8021
Chroococcus sp
1804
Cylindrospermopsis raciborskii
34089 56008 133549 693817 391487 76199
Merismopedia sp
205
Microcystis aeruginosa
9825 19602 106749 47123 2811
Microcystis spp
4210 8401 57481 47123 3436
Planktothrix sp
44115 11201 30680 26068 8021
Pseudoanabaena catenata
6015 1866
Pseudoanabaena sp
4010 7218
Raphidiopsis sp
16042 20536 50532 48126 41647 2005
Synechocystis sp
12031 1804
Chlorophyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Actinastrum aciculare
7467
Actinastrum gracillimum
5414
Actinastrum sp
1804
Ankistrodesmus bibraianus
16042
Ankistrodesmus sp
8021
321
... Continuação da Tabela 58. Distribuição e densidade dos táxons do fitoplâncton encontrados nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em fevereiro de 2003.
Chlorophyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Asterococcus sp
12031 2005 6015
Botryococcus braunii
1325541 862660 1034710 589313 1147005
Botryococcus protuberans
22057 5414
Botryococcus sp
4010
Chlorella sp
8021 7467 27070 8021 18047
Chlorococcum sp
2005 14437 4010
Coelastrum reticulatum
300778
Crucigenia sp
8021
Dictyosphaerium
pulchellum
4010 37899 2005 6015
Dictyosphaerium sp
24063 5600 19852 6247
Elakatothrix sp
1804 4010
Keratococcus sp
1640
Micractinium sp
41073 37899 4010
Monoraphidium sp
6247
Oocystis sp
7218 44115
Scenedesmus sp
2005 2082 2005
Sphaerocystis sp
2005 2082
Westella botryoides
1866
Bacillariophyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Aulacoseira granulata
10026 16802 25266 2005 2005
Aulacoseira sp
6015 5600 5414
Cyclotella meneghiniana
2005 8021
Cyclotella sp
8021 18047
Cyclotella stelligera
12031
Synedra acus
6015
Synedra sp
1804 2005
Zygnemaphyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Cosmarium sp 2005
Closterium sp 2000
Staurastrum sp
4010 2005
Staurastrum volans
2005 4010
Xanthophyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Pseudostaurastrum sp
4010
322
Tabela 59. Distribuição e densidade dos táxons do fitoplâncton encontrados nos reservatórios
do Médio e Baixo rio Tietê em abril de 2003.
Classe / Táxons
Abril / 2003
Cyanophyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Anabaena sp
31738 23461 1804
Aphanocapsa sp
5414 1640
Chroococcus sp
3609 3733
Cylindrospermopsis raciborskii
902 746 5052 9474
Merismopedia sp
3609 1866
Microcystis aeruginosa
64969 53581 121277 16422 793
Microcystis spp
21656 22963 51975 8843 1190
Oscillatoria sp
1866
Planktothrix sp
19852 3609 9023
Pseudoanabaena catenata
14935 117307
Pseudoanabaena galeta
13068
Pseudoanabaena sp
25266 481862 1804 5800
Raphidiopsis sp
902 1119 2165 3158
Synechococcus sp
10828
Chlorophyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Actinastrum gracillimum
3609 1804
Ankistrodesmus fusiformis
9023 14437
Ankistrodesmus sp
36739
Asterococcus sp
3609 5414 1933
Botryococcus protuberans
5414 7218
Chlorella sp
7467 3609 10828 1804 21270
Chlorolobion sp
3609
Coelastrum sp
1804 5800
Coenocloris sp
5414
Crucigenia sp
7734
Dictyosphaerium pulchellum
28875 7467 18047 30680
Dictyosphaerium sp
9023 1804 3609 27070
Elakatothrix sp
1804 1866 34289 1804
Golenkinia sp
3609 1804
Golenkiniopsis solitaria
9023
Keratococcus sp
1804 21270
Lagerheimia sp
1804
Micractinium sp
25266 57751
Monoraphidium longiusculum
1804 14437 1933
Monoraphidium minutum
1640
Monoraphidium sp
1866 5414 7734
Oocystis sp
3609 7218 7218 15469
Scenedesmus sp
1804 3733 3867
Schroederia sp
1866 5414
Bacillariophyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Aulacoseira distans
1640
Aulacoseira granulata
36094 13068 1804 117307 1804 56075
Aulacoseira sp
57751 9334 3609 7734
323
... Continuação da Tabela 59. Distribuição e densidade dos táxons do fitoplâncton encontrados nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em abril de 2003.
Bacillariophyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Centritractus sp
13535
Cyclotella meneghiniana
12633 1866 12633 15469
Cyclotella sp
5414 1866 30680 46922 17402
Cyclotella stelligera
5414 3609
Pinnularia sp
36739
Rhizosolenia longiseta
9023
Zacharias
Synedra sp
3609 52337 7734
Xanthophyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Centritractus sp
1804 11201 1804
Tetraplektron sp
1640
Zygnemaphyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Closterium sp 1804
Staurastrum inversenii
9023
Staurastrum sp
3609 5414
Staurastrum volans
9023 7218
Tabela 60. Distribuição e densidade dos táxons do fitoplâncton encontrados nos reservatórios
do Médio e Baixo rio Tietê em junho de 2003.
Classes / Táxons
Junho / 2003
Cyanophyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Anabaena circinalis
16242
Anabaena sp
9334 18047 4164
Aphanocapsa sp
1640 14437 14935 6247 4010
Chroococcus sp
1804 1866 12031
Coelosphaerium sp
1804
Cylindrospermopsis raciborskii
1804 84013 118695
Microcystis aeruginosa
11910 23056 83378 121352 63720 28775
Microcystis spp
9745 12415 35733 121352 77880 53439
Planktothrix sp
12633 5600 4164
Pseudoanabaena catenata
28004
Pseudoanabaena sp
45118 89614 530590 14935 4164 14036
Raphidiopsis sp
1804 68579 22403 8329
Synechococcus sp
1804
Chlorophyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Actinastrum aciculare
1866 2082
Ankistrodesmus fusiformis
7218 13068 7467 8329
Asterococcus sp
10828 7467 1804 5600
Botryococcus protuberans
21656 1866 5414 56008 22906
Chlorella sp
1804 3733 5414 2082
Chlorococcum sp
4164
Chlorolobion sp
1804 3733
Coelastrum sp
2082 4010
Coelastrum sphaericum
2082
324
... Continuação da Tabela 60. Distribuição e densidade dos táxons do fitoplâncton encontrados nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em junho de 2003.
Chlorophyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Coenocloris sp
13068 9334 4010
Dictyosphaerium pulchellum
5414 3733 3733
Dictyosphaerium sp
1804 11201 4164 12031
Elakatothrix sp
12633 7467 37899
Keratococcus sp
21656 7467 1866
Micractinium sp
22403 22403
Monoraphidium longiusculum
1804 1866 12494 2005
Monoraphidium sp
3609 7467 2082
Oocystis lacustris
1866 20052
Oocystis sp
16802 10411 36094
Chlorophyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Scenedesmus ellipticus
2082
Scenedesmus longispina
1640
Scenedesmus sp
4164 20052
Bacillariophyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Aulacoseira granulata
212957 39206 25266 76545 82215
Aulacoseira sp
36094 26137 9023 5600 10026
Coscinodiscus sp
3609
Cyclotella meneghiniana
9023 3733 4164 205
Cyclotella sp
28875 78412 18047 7467 27070 16042
Cyclotella stelligera
59556 10411 4010
Pinnularia sp
1804 2082 2005
Rhizosolenia sp
8329
Synedra sp
11201 20823 2005
Zygnemaphyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Staurastrum sp
1804 2005
Staurastrum volans
1866 5600 2082
Zacharias
Synedra sp
Tabela 61. Distribuição e densidade dos táxons do fitoplâncton encontrados nos reservatórios
do Médio e Baixo rio Tietê em agosto de 2003.
Classes / Táxons
Agosto / 2003
Cyanophyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Anabaena sp
18047 16242 30680 16802 3609
Aphanocapsa sp
9023 1804 7467 7218 16242
Choricystis sp
3609
Chroococcus sp
1804
Cylindrospermopsis raciborskii
1804 1804 126953 974553 77603
Lyngbya sp
1804
Microcystis aeruginosa
227395 12993 195812 29124 66323 1262
Microcystis spp
75798 3248 83919 19416 123172 541
Planktothrix sp
57751 16242 1804
325
... Continuação da Tabela 61. Distribuição e densidade dos táxons do fitoplâncton encontrados
nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em agosto de 2003.
Cyanophyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Pseudoanabaena catenata
59556
Pseudoanabaena sp
70384 48727 330265 13068
Raphidiopsis sp
64970
Synechocystis sp
1640 5600 12633
Chlorophyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Actinastrum aciculare
1866
Actinastrum gracillimum
5414
Actinastrum sp
1866
Ankistrodesmus fusiformis
9023 3609 1866
Ankistrodesmus sp
1866 3609
Asterococcus sp
5414 1804 5414
Botryococcus braunii
1866
Chlorophyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Botryococcus protuberans
7467 9023 3609
Chlorella sp
14437 7218 1804 1866 5414
Chlorococcum sp
1804 7218 3609 1804
Coelastrum microporum
1804
Coelastrum reticulatum
1866 1804 1804
Coelastrum sp
1804
Coelastrum sphaericum
1804 3733 5414 1804
Coenocloris sp
3609
Coscinodiscus sp
1866
Dictyosphaerium pulchellum
13068 7218
Dictyosphaerium sp
1804 7467 1804
Elakatothrix sp
1804 1804
Eutetramorus sp
1804 1866
Gloecystis sp
1866
Golenkiniopsis sp
11201 1804
Keratococcus sp
1804 10828 10828
Micractinium sp
21656 18047 37339 1804 1804
Monoraphidium longiusculum
90223 1804 3609 11201 21656 16242
Monoraphidium minutum
7218 3733
Monoraphidium sp
1804
Oocystis lacustris
1804
Oocystis sp
16242 1804 16242 7467 18047 10828
Scenedesmus arcuatus
1804
Scenedesmus quadricauda
1640
Scenedesmus sp
5414 1804 24270 10828 3609
Bacillariophyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Aulacoseira granulata
321241 104674 3609 22403 7218 27070
Aulacoseira sp
124526 32485 9023 3609
Coscinodiscus sp
3609 3609 9023
Cyclotella meneghiniana
25266 1640 19852 1866 1804 1804
Cyclotella sp
59556 25266 46922 5600 23461 16242
Cyclotella stelligera
3609 104674 1866 5414 3609
Pinnularia sp
1804 7467 1804 5414
326
... Continuação da Tabela 61. Distribuição e densidade dos táxons do fitoplâncton encontrados
nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em agosto de 2003.
Bacillariophyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Rhizosolenia sp
5600 9023
Synedra sp
18669 7218 5414
Zygnemaphyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Staurastrum sp
3609 13068 12633 1804
Staurastrum volans
1640 1804 3609 1866 3609
Tabela 62. Distribuição e densidade dos táxons do fitoplâncton encontrados nos reservatórios
do Médio e Baixo rio Tietê em outubro de 2003.
Classes / Táxons
Outubro / 2003
Cyanophyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Anabaena sp
3733 147489 33605 7218 3609 5414
Aphanocapsa sp
1866 3609 1640 7218
Cyanophyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Coelosphaerium sp
1804
Cylindrospermopsis raciborskii
1866 106479 503519 958310
Microcystis aeruginosa
14001 229635 23747 5052 1563 15249
Microcystis spp
4667 76545 21059 2165 2345 8211
Planktothrix sp
1866 7467 9023 1804
Pseudoanabaena catenata
84013 3733
Pseudoanabaena galeata
1866 1866
Pseudoanabaena sp
33605 504079 141888 3609 3609
Raphidiopsis sp
7218 54141 25266
Synechococcus sp
11201 3733 14935 3609
Synechocystis sp
9334 3733 3609
Chlorophyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Ankistrodesmus fusiformis
3609
Ankistrodesmus gracilis
1866
Ankistrodesmus sp
1866
Asterococcus sp
5600 1866 1804 3609 1804
Botryococcus braunii
1866
Chlamydomonas sp
3733
Chlorella sp
3733 9334 3733 12633 3609 3609
Chlorococcum sp
16802 5600 5600 1804 1804
Coelastrum cubicum
1804
Coelastrum microporum
5600 1804 14437
Coelastrum reticulatum
1804 1804
Coelastrum sp
3733 5600
Coelastrum sphaericum
1866 7218 7218 1804
Coenocloris sp
1804 3609 1804
Crucigenia sp
1866
Dictyosphaerium pulchellum
10828 7218
Dictyosphaerium sp
1866 1866 5414 1804
Elakatothrix sp
1866 22403 14935 1804
Keratococcus sp
1866 3733
Micractinium sp
9023
327
... Continuação da Tabela 62. Distribuição e densidade dos táxons do fitoplâncton encontrados
nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em outubro de 2003.
Chlorophyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Monoraphidium contortum
3733
Monoraphidium longiusculum
14935 36094 23461 12633
Oocystis sp
13068 22403 16242 18047 3609
Scenedesmus acuminatus
1866
Scenedesmus quadricauda
1866 1804 1640
Scenedesmus sp
9334 5414 10828 3609
Bacillariophyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Aulacoseira granulata
48540 7467 1866 10828 3609 5414
Aulacoseira sp
16802 1804 1804
Coscinodiscus sp
1866 1866 5414 5414 3609
Cyclotella meneghiniana
14935 7467 1804
Cyclotella sp
82146 26137 14935 10828 3609 3609
Cyclotella stelligera
1804 1804
Pinnularia sp
1866 1866 3609 1804
Rhizosolenia sp
1640
Synedra sp
27070 14437 12633
Xanthophyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Centritractus sp
7467 3733 1804
Pseudostaurastrum sp
1640
Zygnemaphyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Cosmarium bioculatum 1640
Cosmarium sp 28004 1866 1804 1804 1804
Euastrum sp 1804
Staurastrum sp
5414
Staurastrum volans
7467 3733 18047 18047 9023
Staurodesmus mamillatus
1804
Chrysophyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Mallomonas sp 1804
Euglenophyceae
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Trachelomonas sp
3609 1804
328
Tabela 63. Densidade e distribuição das formas coloniais e filamentosas (col - fil./ L) da classe Cyanophyceae nos reservatórios do Médio e Baixo
rio Tietê durante o estudo.
Reservatórios Novembro / 02 Fevereiro / 03 Abril / 03 Junho / 03 Agosto / 03 Outubro / 03
Colônias Filamentos Colônias Filamentos Colônias Filamentos Colônias Filamentos Colônias Filamentos Colônias Filamentos
Barra Bonita 24608 8202 26272 100261 110086 25264 25100 16241 315826 79406 31736 3733
Bariri 143813 37218 28004 93345 82144 35470 35472 9334 18046 32484 319248 1866
Ibitinga 63164 70382 173252 220175 173253 27070 137157 102868 281536 32484 42938 63475
Promissão 283203 1303568 106277 772021 26906 61358 257639 106416 56007 143755 10827 129938
Nova Avanhandava 121277 706008 6247 433134 19852 268904 147848 135352 196714 1043132 5713 563073
Três Irmãos 18046 267099 1000 86225 0 5800 98256 14036 30679 79407 34288 988990
329
Tabela 64. Riqueza de espécies fitoplanctônicas encontradas nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê
durante o período de estudo.
Reservatórios Riqueza
Novembro / 02 Fevereiro / 03 Abril / 03 Junho / 03 Agosto / 03 Outubro / 03
Barra Bonita 21 25 29 25 27 31
Bariri 17 14 21 19 24 24
Ibitinga 27 25 15 17 26 20
Promissão 17 19 27 28 37 35
Nova Avanhandava 29 9 23 28 29 30
Três Irmãos 19 21 16 19 24 30
Tabela 65. Riqueza de espécies entre as classes fitoplanctônicas presentes nos reservatórios do Sistema Tietê durante os meses de estudo.
Período Classes
Riqueza Total
Cyanophyceae Chlorophyceae Bacillariophyceae Zygnemaphyceae Xanthophyceae Euglenophyceae Chrysophyceae
Novembro / 02
17 34 6 3 1 0 0 61
Fevereiro / 03
13 23 7 3 1 0 0 47
Abril / 03
15 25 10 4 2 0 0 56
Junho / 03
13 21 9 2 0 0 0 45
Agosto / 03
13 32 9 2 0 0 0 56
Outubro / 03
13 26 9 6 2 1 1 58
330
Tabela 66. Valores do índice de diversidade (Bits/ind.) obtidos nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê
durante o estudo.
Reservatórios Diversidade
Novembro / 02 Fevereiro / 03 Abril / 03 Junho / 03 Agosto / 03 Outubro / 03
Barra Bonita 2,14 4,00 3,68 3,05 3,03 4,03
Bariri 2,59 0,88 3,34 3,41 3,21 2,45
Ibitinga 2,76 2,34 1,89 2,31 2,55 2,82
Promissão 1,99 1,67 3,41 3,30 4,02 3,99
Nova Avanhandava 2,71 1,35 3,02 3,26 1,84 2,10
Três Irmãos 1,63 1,37 3,55 3,24 3,48 1,10
Tabela 67. Valores do Índice de Uniformidade obtidos nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o
estudo.
Reservatórios Uniformidade
Novembro / 02 Fevereiro / 03 Abril / 03 Junho / 03 Agosto / 03 Outubro / 03
Barra Bonita 0,49 0,87 0,77 0,66 0,64 0,81
Bariri 0,64 0,23 0,77 0,81 0,71 0,54
Ibitinga 0,58 0,51 0,49 0,58 0,55 0,66
Promissão 0,49 0,40 0,73 0,69 0,77 0,78
Nova Avanhandava 0,56 0,45 0,67 0,68 0,38 0,43
Três Irmãos 0,39 0,31 0,88 0,77 0,77 0,22
331
Tabela 68. Índice de similaridade da comunidade fitoplanctônica, segundo o método de Bray & Curtis
(ligação completa), encontrada nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em novembro de 2002.
Reservatórios Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão Nova Avanhandava Três Irmãos
Barra Bonita
*
Bariri
47 *
Ibitinga
26 39 *
Promissão
1,4 9 5 *
Nova Avanhandava
2 15 15 47 *
Três Irmãos
3 7 7 21 42
*
Tabela 69. Índice de similaridade da comunidade fitoplanctônica, segundo o método de Bray & Curtis
(ligação completa), encontrada nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em fevereiro de 2003.
Reservatórios Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão Nova Avanhandava Três Irmãos
Barra Bonita
*
Bariri
11 *
Ibitinga
19 69 *
Promissão
10 66 70 *
Nova Avanhandava
10 53 62 69 *
Três Irmãos
9 84 69 68 54
*
332
Tabela 70. Índice de similaridade da comunidade fitoplanctônica, segundo o método de Bray &
Curtis (ligação completa), encontrada nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em abril de
2003.
Reservatórios Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão Nova Avanhandava Três Irmãos
Barra Bonita *
Bariri
49 *
Ibitinga
19 27 *
Promissão
36 22 7 *
Nova Avanhandava
21 9 4 27 *
Três Irmãos
22 16 2 26 12
*
Tabela 71. Índice de similaridade da comunidade fitoplanctônica, segundo o método de Bray &
Curtis (ligação completa), encontrada nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em junho de
2003.
Reservatórios Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão Nova Avanhandava Três Irmãos
Barra Bonita *
Bariri
47 *
Ibitinga
21 30 *
Promissão
33 30 28 *
Nova Avanhandava
23 22 26 60 *
Três Irmãos
38 34 25 47 36
*
333
Tabela 72. Índice de similaridade da comunidade fitoplanctônica, segundo o método de Bray & Curtis
(ligação completa), encontrada nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em agosto de 2003.
Reservatórios Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão Nova Avanhandava Três Irmãos
Barra Bonita *
Bariri
38 *
Ibitinga
49 23 *
Promissão
21 21 17 *
Nova Avanhandava
22 8 22 31 *
Três Irmãos
21 25 17 56 26
*
Tabela 73. Índice de similaridade da comunidade fitoplanctônica, segundo o método de Bray & Curtis
(ligação completa), encontrada nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em outubro de 2003.
Reservatórios Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão Nova Avanhandava Três Irmãos
Barra Bonita *
Bariri
17 *
Ibitinga
32 37 *
Promissão
27 10 18 *
Nova Avanhandava
16 5 6 44 *
Três Irmãos
10 5 8 27 66
*
334
Tabela 74. Resultados da análise de componentes principais nos meses de novembro/2002,
fevereiro/2003 e abril/2003 nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê.
Novembro / 2002 Fevereiro / 2003 Abril / 2003
Score
1
Score
2
Score 1 Score 2
Score
1
Score
2
NO2
0,984
-0,132
NH4
0,97
0,081 PT
0,965
0,152
PT
0,979
0,199 PT
0,959
0,22 PTD
0,939
0,134
PTD
0,961
0,24
MST
0,953
-0,171 PI
0,94
0,175
PI
0,94
0,289 TEMP
-0,937
0,058 SI
-0,098
-0,992
SI
-0,989
0,046
IET
0,977
0,081 pH
-0,901
0,052
COND
0,973
-0,105 NT/NP
0,959
0,22 COND 0,145
0,97
O2
-0,911
0,347
Riqu -0,06
0,934
IET
0,917
0,36 DIP 0,94 0,175
DIP
0,94
0,289
NT/NP
0,965
0,152
Explicação
70,83 20,8
Explicação
69,77 15,84
Explicação
53,43 29,96
Variância acumulada
91%
Variância acumulada
86%
Variância acumulada
83%
Tabela 75. Resultados da análise de componentes principais nos meses de junho/2003,
agosto/2003 e outubro/2003 nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê.
Junho / 2003 Agosto / 2003 Outubro / 2003
Score 1 Score 2
Score 1 Score 2
Score 1 Score 2
NO2
0,952
0,133
NO3 0,208
-0,939
NH4 0,341
-0,917
NO3
0,946
-0,289
NH4 0,153
-0,929
PT
0,93
0,314
PT
0,996
0,055 PT
0,979
0,14 PTD
0,909
0,354
PTD
0,929
0,311 PTD
0,964
0,187 PI
0,909
-0,142
PI
0,926
0,22
PI
0,975
0,184 MSI
0,962
-0,206
SI 0,292
0,943
MSI
0,939
-0,02 MSO
0,957
0,283
MSI
0,981
0,09
MST
0,966
0,2 MST
0,934
0,336
MST
0,904
-0,325 COND
0,988
-0,109 COND
-0,98
0,133
IET
0,963
-0,027
TEMP
-0,945
0,143 DIN/DIP
0,962
0,129
DIN
0,96
-0,251
IET
0,936
0,015
DIP
0,926
0,22
DIN 0,236
-0,948
NT/NP
0,996
0,055
DIP
0,975
0,184
DIN/DIP -0,168
-0,98
NT/NP
0,979
0,14
Explicação
73,2 18,41
Explicação
63,7 25,19
Explicação
65,15 25,72
Variância acumulada
92%
Variância acumulada
89%
Variância acumulada
91%
335
Tabela 76. Distribuição e densidade das espécies de cianobactérias (colônias – filamentos / L)
encontradas nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em novembro de 2002
Táxons de Novembro / 2002
cianobactérias
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Anabaena circinalis
400 740 740 0 200 0
Anabaena planctonica
600 0 400 0 0 0
Anabaena solitaria
180 0 1240 0 0 0
Anabaena spiroides
0 285 0 0 0 0
Chroococcus sp
200 0 700 0 0 0
Cylindrospermopsis raciborskii
300 0 1940 8400 4600 1177
Microcystis aeruginosa
3820 2160 2080 1120 550 1225
Microcystis panniforme
440 433 650 200 0 0
Microcystis robusta
622 500 400 0 400 0
Microcystis sp
1822 1355 2900 860 1177 571
Microcystis viridis
1028 766 700 0 0 0
Planktothrix sp
685 822 200 0 0 0
Pseudoanabaena sp
4257 10350 8000 0 3800 8400
Raphidiopsis sp
200 200 533 1900 733 0
Synechocystis sp
0 666 0 0 0 0
Densidade Total 14554 18277 20483 12480 11460 11373
Tabela 77. Distribuição e densidade das espécies de cianobactérias (colônias – filamentos / L)
encontradas nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em fevereiro de 2003.
Táxons de Fevereiro / 2003
cianobactérias
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Anabaena circinalis
2133 440 300 0 0 0
Anabaena planctonica
920 400 200 0 0 0
Anabaena solitaria
500 0 533 0 0 0
Anabaena sp
0 333 0 0 0 0
Cylindrospermopsis raciborskii
1440 940 1560 3220 8120 0
Microcystis aeruginosa
1700 1480 3180 800 640 0
Microcystis panniforme
711 400 342 0 300 0
Microcystis sp
825 420 750 320 250 600
Microcystis viridis
660 580 511 186 300 0
Planktothrix sp
300 520 460 680 0 0
Pseudoanabaena sp
350 0 0 0 0 200
Raphidiopsis sp
0 500 840 1760 2850 0
Densidade Total 9539 6013 8676 6966 12460 800
336
Tabela 78. Distribuição e densidade das espécies de cianobactérias (colônias – filamentos / L)
encontradas nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em abril de 2003.
Táxons de Abril / 2003
cianobactérias
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Anabaena circinalis
220 250 233 0 0 0
Anabaena planctonica
200 0 200 0 0 0
Chroococcus sp
0 0 0 0 0 1000
Cylindrospermopsis raciborskii
900 0 0 2880 18688 0
Microcystis aeruginosa
2360 2780 2960 1450 1060 2320
Microcystis panniforme
566 400 500 371 0 0
Microcystis sp
511 542 980 780 960 440
Microcystis viridis
1240 800 675 180 920 650
Planktothrix sp
314 0 0 200 180 0
Pseudoanabaena sp
3355 8125 8900 0 0 1900
Raphidiopsis sp
480 0 200 760 2480 0
Densidade Total 10146 12897 14648 6621 24288 6310
Tabela 79. Distribuição e densidade das espécies de cianobactérias (colônias – filamentos / L)
encontradas nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em junho de 2003.
Táxons de Junho / 2003
cianobactérias
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Anabaena circinalis
200 0 2640 200 0 0
Anabaena solitaria
0 0 5700 0 0 0
Anabaena sp
0 300 400 0 0 0
Anabaena spiroides
200 280 2911 200 0 0
Chroococcus sp
0 0 0 0 0 4240
Cylindrospermopsis raciborskii
0 0 233 7560 18688 5460
Microcystis aeruginosa
2200 1960 2940 960 1060 186
Microcystis panniforme
280 400 750 440 0 0
Microcystis robusta
0 520 400 0 0 1080
Microcystis sp
120 1500 2911 620 960 1057
Microcystis viridis
666 575 111 460 920 1100
Planktothrix sp
360 0 200 0 200 0
Pseudoanabaena sp
4200 16500 20000 4000 0 10888
Raphidiopsis sp
0 0 200 1160 2480 0
Densidade Total 8226 22035 39396 15600 24308 24011
337
Tabela 80. Distribuição e densidade das espécies de cianobactérias (colônias – filamentos / L)
encontradas nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em agosto de 2003.
Táxons de Agosto / 2003
cianobactérias
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Anabaena circinalis
800 1260 1620 711 0 0
Anabaena sp
650 333 280 822 0 0
Anabaena spiroides
888 2080 1220 1520 0 0
Chroococcus sp
200 0 0 0 0 2000
Cylindrospermopsis raciborskii
0 0 0 11760 29666 500
Microcystis aeruginosa
1660 1100 1520 1180 333 771
Microcystis panniforme
1560 925 500 500 450 0
Microcystis robusta
350 500 200 0 200 0
Microcystis sp
2620 1940 4555 2620 1360 960
Microcystis viridis
450 200 0 0 0
Planktothrix sp
0 466 200 200 0 0
Pseudoanabaena sp
8733 14500 18000 9333 0 2000
Raphidiopsis sp
1466 0 0 1720 3914 185
Synechocystis sp
0 0 0 0 0 1000
Densidade Total 19377 23104 28295 30366 35923 7416
Tabela 81. Distribuição e densidade das espécies de cianobactérias (colônias – filamentos / L)
encontradas nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em outubro de 2003.
Táxons de Outubro / 2003
cianobactérias
Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão N. Avanhandava Três Irmãos
Anabaena circinalis
620 1900 2260 0 0 0
Anabaena solitaria
660 620 0 0 0 0
Anabaena sp
5220 711 666 0 0 0
Anabaena spiroides
480 3680 4840 200 0 0
Chroococcus sp
1200 600 180 0 0 0
Cylindrospermopsis raciborskii
0 0 0 10680 29680 40444
Microcystis aeruginosa
1680 2480 2480 514 266 266
Microcystis panniforme
2100 1900 2220 300 320 400
Microcystis robusta
400 0 733 0 0 0
Microcystis sp
4220 1760 2100 311 555 325
Microcystis viridis
440 533 620 0 0 0
Planktothrix sp
0 0 200 0 0 200
Pseudoanabaena sp
19680 19640 19820 0 0 0
Raphidiopsis sp
0 0 0 1675 4460 5177
Densidade Total 36700 33824 36119 13680 35281 46812
338
Tabela 82. Densidade e distribuição das formas coloniais e filamentosas (col - fil./ L) de cianobactérias nas florações nos reservatórios do Médio e Baixo
rio Tietê durante o estudo.
Reservatórios Novembro / 02 Fevereiro / 03 Abril / 03 Junho / 03 Agosto / 03 Outubro / 03
Colônias Filamentos Colônias Filamentos Colônias Filamentos Colônias Filamentos Colônias Filamentos Colônias Filamentos
Barra Bonita
67900 5860 32875 2010 4677 2114 15500 3570 72165 1945 10040 6980
Bariri
137750 3159 86875 2660 4522 250 54000 972 28250 3920 7273 6911
Ibitinga
77875 8720 24625 5840 5115 633 51800 8691 32250 5310 8333 7966
Promissão
12875 8360 9250 8600 2781 3840 7330 4460 21330 36529 1125 12555
Nova Avanhandava
12000 3010 2500 16020 2940 21348 8915 3530 12165 59260 1141 34140
Três Irmãos
60 450 600 200 4410 1900 41066 66 2830 560 991 45821
339
Tabela 83. Valores de densidade das espécies de cianobactérias (células/mL) encontradas nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em novembro de 2002.
Espécies de
Novembro /2002
cianobactérias Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão Nova Avanhandava Três Irmãos
Anabaena spp
440 1520 1240 0 950 0
Cylindrospermopsis sp
190 0 560 7680 2700 450
Microcystis spp
67900 137750 77875 12875 12000 60
Planktothrix spp
40 19 40 0 0 0
Pseudoanabaena spp
5000 20 6500 0 450 750
Raphidiopsis spp
190 900 380 640 270 0
Densidade Total 73760 140909 86595 21235 15010 510
Tabela 84. Valores de densidade das espécies de cianobactérias (células/mL) encontradas nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em fevereiro de 2003.
Espécies de
Fevereiro / 2003
cianobactérias Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão Nova Avanhandava Três Irmãos
Anabaena spp
1040 1160 980 0 0 0
Cylindrospermopsis sp
720 760 3400 7560 14800 0
Microcystis spp
32875 86875 24625 9250 2500 1500
Planktothrix spp
40 60 60 100 0 0
Pseudoanabaena spp
120 0 0 0 0 80
Raphidiopsis spp
0 560 1320 940 1140 0
Densidade Total 35885 89535 30465 17850 18520 1500
Tabela 85. Valores de densidade das espécies de cianobactérias (células/mL) encontradas nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em abril de 2003.
Espécies de
Abril / 2003
cianobactérias Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão Nova Avanhandava Três Irmãos
Anabaena spp
440 890 960 0 0 0
Cylindrospermopsis sp
540 0 0 4180 7380 0
Microcystis spp
13850 55000 69665 15625 5375 49125
Planktothrix spp
20 0 0 60 100 0
Pseudoanabaena spp
4500 6000 7000 0 0 2600
Raphidiopsis spp
180 0 10 440 1260
Densidade Total 19530 61000 77635 20305 14115 51752
340
Tabela 86. Valores de densidade das espécies de cianobactérias (células/mL) encontradas nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em junho de 2003.
Espécies de
Junho / 2003
cianobactérias Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão Nova Avanhandava Três Irmãos
Anabaena spp
1050 860 1506 460 0 0
Cylindrospermopsis sp
0 0 0 2700 2160 1500
Microcystis spp
15500 54000 51800 7330 8915 41000
Planktothrix spp
20 20 0 10 0
Pseudoanabaena spp
2500 112 7165 2100 0 66
Raphidiopsis spp
0 0 350 1260 1360 0
Densidade Total 19070 54972 60491 11790 12445 41066
Tabela 87. Valores de densidade das espécies de cianobactérias (células/mL) encontradas nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em agosto de 2003.
Espécies de
Agosto / 2003
cianobactérias Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão Nova Avanhandava Três Irmãos
Anabaena spp
740 1140 1780 1180 0 0
Cylindrospermopsis sp
0 0 0 25000 45500 360
Microcystis spp
72165 28250 32250 21330 12165 2830
Planktothrix spp
0 30 30 19 0 0
Pseudoanabaena spp
1165 2750 3500 1330 20 220
Raphidiopsis spp
6500 0 0 9000 13500 180
Densidade Total 74110 32170 37560 57859 71425 3390
Tabela 88. Valores de densidade das espécies de cianobactérias (células/mL) encontradas nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê em outubro de 2003.
Espécies de Outubro / 2003
cianobactérias Barra Bonita Bariri Ibitinga Promissão Nova Avanhandava Três Irmãos
Anabaena spp
976 2710 1170 10 0 0
Cylindrospermopsis sp
0 0 0 4760 16000 2600
Microcystis spp
35080 89080 28750 2830 2000 46
Planktothrix spp
0 0 20 0 20 100
Pseudoanabaena spp
8330 17165 9915 0 0 0
Raphidiopsis spp
0 0 0 600 1020 4500
Densidade Total 44386 108955 39855 8200 19040 7246
341
Tabela 89. Concentrações de microcistinas totais (µg/L) detectadas na água dos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo.
Reservatórios
Microcistinas
Nov / 02
Fev / 03 Ab /03 Jun / 03 Ago / 03 Out/ 03
Barra Bonita 15,55 7 21 45,9 19,8 41,05
Bariri 12,65 150 27 18,4 38,3 54
Ibitinga 13,25 125 28 10,5 42,9 23,5
Promissão 6,075 29,35 9 2,73 19,92 22,05
Nova Avanhandava 5,8 2,17 7,7 8,22 14,24 13,44
Três Irmãos ND ND 5,5 6,78 8,61 9,17
Tabela 90. Concentrações das toxinas paralisantes (µg eq SXT/L) detectadas na água
dos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo
Reservatórios
Toxinas paralisantes
Nov / 02
Fev / 03 Ab /03 Jun / 03 Ago / 03 Out/ 03
Barra Bonita
0,203 0 0,086 0,134 0,625 1,082
Bariri
1,612 0,186 0,34 0,027 0,074 1,242
Ibitinga
0,85 0,088 0,626 3,022 1,925 2,227
Promissão
1,305 3,123 0,665 0 2,498 0,439
Nova Avanhandava
0,805 3,019 1,478 0,602 4,533 1,106
Três Irmãos ND
ND 0 0 0 6,934
Tabela 91. Concentrações de saxitoxinas (µg/L) detectadas na água dos reservatórios
do Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo.
Reservatórios
Saxitoxinas
Nov / 02
Fev / 03 Ab /03 Jun / 03 Ago / 03 Out/ 03
Barra Bonita
0 0 0 0 0 0
Bariri
0,587 0 0 0 0 0
Ibitinga
0,556 0 0 0 0,12 0
Promissão
0,0465 0,486 0 0 0,364 0,041
Nova Avanhandava
0,32775 0,7623 0,316 0,206 0,8 0,5478
Três Irmãos ND ND
0 0 0 0,7284
342
Tabela 92. Concentrações de neosaxitoxinas (µg/L) detectadas na água dos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo
Reservatórios
Neosaxitoxinas
Nov / 02
Fev / 03 Ab /03 Jun / 03 Ago / 03 Out/ 03
Barra Bonita
0 0 0 0 0,644 0,5825
Bariri
0 0 0 0,03 0,081 0
Ibitinga
0 0,096 0 0 1,406 1,5485
Promissão
0,06375 0,487 0,424 0 2,168 0,4316
Nova Avanhandava
0,44 2,33065 1,064 0,292 3,816 0,3833
Três Irmãos ND ND
0 0 0 2,9589
Tabela 93. Concentrações de goniautoxinas GTX - 1 (µg/L) detectadas na água dos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo
Reservatórios
Goniautoxinas – tipo 1
Nov / 02
Fev / 03 Ab /03 Jun / 03 Ago / 03 Out/ 03
Barra Bonita
0 0 0 0,135 0 0,5475
Bariri
0,0685 0 0 0 0 12,928
Ibitinga
0,2305 0 0 0 0,509 0,7915
Promissão
1,18875 0 0 0 0 0
Nova Avanhandava
0,07125 0 0,032 0,018 0 0,0438
Três Irmãos ND ND
0 0 0 3,2494
Tabela 94. Concentrações de goniautoxinas GTX - 2 (µg/L) detectadas na água dos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo
Reservatórios
Goniautoxinas – tipo 2
Nov / 02
Fev / 03 Ab /03 Jun / 03 Ago / 03 Out/ 03
Barra Bonita
0,2305 0 0 0 0,086 0
Bariri
2,6655 0 0,177 0 0 0
Ibitinga
0,1815 0 0,108 0,152 0 0,027
Promissão
0,05275 0,1635 0 0 0,164 0
Nova Avanhandava
0 0,13125 0,195 0,129 0,248 0,2734
Três Irmãos ND ND
0 0 0 0,4284
343
Tabela 95. Concentrações de goniautoxinas GTX - 3 (µg/L) detectadas na água dos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo
Reservatórios
Goniautoxinas – tipo 3
Nov / 02
Fev / 03 Ab /03 Jun / 03 Ago / 03 Out/ 03
Barra Bonita
0 0 0 0 0 0
Bariri
0 0 0 0 0 0
Ibitinga
0 0 0 0 0 0
Promissão
0 0,144 0 0 0,112 0
Nova Avanhandava
0 0,08715 0,12 0,051 0,184 0,0987
Três Irmãos ND ND
0 0 0 0,1369
Tabela 96. Concentrações de goniautoxinas GTX - 4 (µg/L) detectadas na água dos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o período de estudo
Reservatórios
Goniautoxinas – tipo 4
Nov / 02
Fev / 03 Ab /03 Jun / 03 Ago / 03 Out/ 03
Barra Bonita
0,166 0,119 0 0 0
Bariri
0 0,257 0,382 0 0 0
Ibitinga
0 0,81 4,088 0 0
Promissão
0 2,805 0,377 0 0 0
Nova Avanhandava
0 0 0 0,041 0 0
Três Irmãos ND ND
0 0 0 0
Tabela 97. Análise de correlação (Pearson, p<0,05) entre as cianotoxinas (Microcistinas e PSTs)
detectadas e a densidade dos gêneros de cianobactérias (Microcystis, Anabaena, Planktothrix e
Cylindrospermopsis ) produtoras dessas toxinas durante o período de estudo.
Tipo de Coeficiente Período de coleta
cianotoxina Pearson (p<0,05) Nov/02 Fev/03 Abr/03 Jun/03 Ago/03 Out/03
Microcistinas
r
0,78 0,77 0,57 -0,64 0,3 0,92
p
0,062 0,071
0,232 0,903 0,553 0,007 *
Toxinas paralisantes
r
0,62 0,86 0,9 0,076 0,92 0,86
p
0,186 0,026 *
0,012 * 0,885 0,008 * 0,028 *
* Valores significantes (p < 0.05)
344
Tabela 98. Valores das doses letais (DL
50
– 24 h) em Swiss albino com os extratos liofilizados de florações de cianobactérias
coletadas nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo.
Reservatório Swiss albino (DL 50 - 24h mg/kg)
Novembro / 02 Fevereiro / 03 Abril / 03 Junho / 03 Agosto / 03 Outubro / 03
Barra Bonita
285 (267 - 390)
H
752
H
299 (250 - 436)
N
115 (79 - 169)
N
203 (139 - 296)
N
112 (46 - 163)
N
Bariri
727 (681 - 727)
H
< 59
N
216 (148 - 316)
N
415 (284 - 605)
N
256 (148 - 441)
N
48 (34 - 69)
N
Ibitinga
840 (550 - 1285)
H
< 74
N
165
N
568 (389 - 829)
N
168
N
423 (358 - 444)
H
Promissão
249 (170 - 362)
N
514 (353 - 750)
N
NT NT ND
206 (144 - 307)
N
N. Avanhandava
111 (76 - 163)
N
234 (160 - 341)
N
497 (341 - 726)
N
159 (71 - 355)
N
ND
< 904
N
Três Irmãos
ND ND
102 (69 - 147)
H
< 119
H
ND
106 (69 - 155)
N
NT = Não tóxico; ND = Não determinado
H = Efeito Hepatotóxico
N = Efeito Neurotóxico
Tabela 99. Valores das concentrações letais (CL
50
– 48 h) e desvio padrão em Daphnia similis com os extratos liofilizados de
florações de cianobactérias coletadas nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo.
Reservatório Daphnia similis (CE 50 - 48h mg/mL)
Novembro / 02 Fevereiro / 03 Abril / 03 Junho / 03 Agosto / 03 Outubro / 03
Barra Bonita
0,34 (0,30 - 0,33) 0,39 (0,33 - 0,46) 0,4 (0,34 -0,46) 0,27 (0,21 - 0,34) 0,78 (0,66 - 0,93) 0,6 (0,50 - 0,72)
Bariri
0,47 (0,39 - 0,57) 0,19 (0,15 -0,25) 0,52 (0,46 - 0,60 0,27 (0,22 - 0,33) 0,82 (0,71 - 0,96) 0,33 (0,27 - 0,41)
Ibitinga
0,57 (0,45 - 0,71) 0,21(0,18 -0,26) 0,56 (0,50 - 0,63) 0,22 (0,19 - 0,26) 0,82 (0,69 - 0,97) 0,2 ( 0,17 - 0,23)
Promissão
0,39 (0,32 - 0,48) 0,23 (0,18 - 0,28) 0,47 (0,40 - 0,56) 0,46 (0,38 - 0,55) ND 0,91 (0,76 - 1,09)
N. Avanhandava
0,1 (0,08 - 0,12) 0,2 (0,16 - 0,25) 1,32 (1,13 - 1,53) 0,33 (0,28 - 0,40) ND 0,24 (0,19 - 0,29)
Três Irmãos
ND ND 1,32 (1,23 - 1,43) ND ND 0,19 (0,14 - 0,25)
ND = Não determinado
345
Tabela 100. Carta controle de sensibilidade para Daphnia similis utilizada nos testes ecotoxicológicos, segundo intervalo de
confiança de 95%, com K
2
Cr
2
O
7
(mg/L) como substância de referência.
Reservatório Daphnia similis (CE 50 - 48h mg/mL)
Novembro / 02 Fevereiro / 03 Abril / 03 Junho / 03 Agosto / 03 Outubro / 03
Barra Bonita
0,04 (0,03 – 0,05)
0,04 (0,03 – 0,05)
0,05 (0,04 – 0,07)
0,05 (0,04 – 0,07)
0,06 (0,04 – 0,05)
0,04 (0,04 – 0,05)
Bariri
0,04 (0,03 – 0,05) 0,04 (0,03 – 0,05) 0,05 (0,04 – 0,07) 0,05 (0,04 – 0,07) 0,05 (0,04 – 0,07) 0,04 (0,04 – 0,05)
Ibitinga
0,04 (0,03 – 0,05) 0,04 (0,03 – 0,05) 0,05 (0,04 – 0,07) 0,05 (0,04 – 0,07) 0,04 (0,04 – 0,05) 0,04 (0,04 – 0,05)
Promissão
0,04 (0,03 – 0,05) 0,04 (0,03 – 0,05) 0,05 (0,04 – 0,07) 0,05 (0,04 – 0,07)
ND
0,04 (0,04 – 0,05)
N. Avanhandava
0,04 (0,03 – 0,05) 0,04 (0,03 – 0,05) 0,05 (0,04 – 0,07) 0,05 (0,04 – 0,07)
ND
0,04 (0,04 – 0,05)
Três Irmãos
ND ND
0,05 (0,04 – 0,07)
ND ND
0,04 (0,04 – 0,05)
ND = Não determinado
Tabela 101. Valores das concentrações letais (CL
50
– 48 h) e desvio padrão em Ceriodaphnia silvestrii com os extratos
liofilizados de florações de cianobactérias coletadas nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo.
Reservatório Ceriodaphnia silvestrii (CE 50 - 48h mg/mL)
Novembro / 02 Fevereiro / 03 Abril / 03 Junho / 03 Agosto / 03 Outubro / 03
Barra Bonita
0,09 (0,07 - 0,11) 0,47 (0,40 -0,56) 0,36 (0,30 - 0,43) 0,51 (0,41 -0,63) 1,07 (0,73 - 1,57) 0,6 (0,50 - 0,72)
Bariri
0,47 (0,38 - 0,59) 0,3 ( 0,25 -0,36) 0,51 (0,41 - 0,62) 0,51 (0,42 - 0,60) 0,97 (0,77 - 1,22) 0,82 (0,69 - 0,98)
Ibitinga
0,82 (0,69 - 0,98) 0,26 (0,22 - 0,30) 0,6 (0,51 - 0,71) 0,49 (0,40 - 0,59) 0,58 (0,36 - 0,92) 0,62 (0,57 - 0,68)
Promissão
0,49 (0,40 - 0,61) 1,08 (0,39 - 1,32) 0,43 (0,36 - 0,50) 0,79 (0,67 - 0,94) ND 1,20 (1,12 - 1,29)
N. Avanhandava
0,36 (0,26 - 0,48) 0,18 (0,13 - 0,26) 1,13 (0,77 - 1,67) 0,83 (0,70 - 0,99) ND 0,51 (0,39 - 0,66)
Três Irmãos
ND ND 1,08 (0,96 - 1,23) ND ND 1,01 (0,88 - 1,17)
ND = Não determinado
346
Tabela 102. Carta controle de sensibilidade para Ceriodaphnia silvestrii utilizada nos testes ecotoxicológicos, segundo intervalo
de confiança de 95%, com NaCl (mg/L) como substância de referência.
Reservatório Ceriodaphnia silvestrii (CE 50 - 48h mg/mL)
Novembro / 02 Fevereiro / 03 Abril / 03 Junho / 03 Agosto / 03 Outubro / 03
Barra Bonita
1,89 (1,78 – 2,02) 1,64 (1,52 – 1,82) 1,03 (0,86 – 1,22) 1,03 (0,86 – 1,22) 1,23 (1,14 – 1,30) 1,20 (0,12 – 1,29)
Bariri
1,89 (1,78 – 2,02) 1,64 (1,52 – 1,82) 1,03 (0,86 – 1,22) 1,03 (0,86 – 1,22)
1,20 (1,12 – 1,29)
1,20 (0,12 – 1,29)
Ibitinga
1,89 (1,78 – 2,02) 1,64 (1,52 – 1,82) 1,03 (0,86 – 1,22) 1,03 (0,86 – 1,22)
1,20 (1,12 – 1,29)
1,20 (0,12 – 1,29)
Promissão
1,89 (1,78 – 2,02) 1,64 (1,52 – 1,82) 1,03 (0,86 – 1,22) 1,03 (0,86 – 1,22)
ND
1,20 (0,12 – 1,29)
N. Avanhandava
1,89 (1,78 – 2,02) 1,64 (1,52 – 1,82)
1,20 (1,12 – 1,29)
1,03 (0,86 – 1,22)
ND
1,20 (0,12 – 1,29)
Três Irmãos
ND ND 1,03 (0,86 – 1,22) ND ND
1,20 (0,12 – 1,29)
ND = Não determinado
Tabela 103. Valores das concentrações letais (CL
50
– 48 h) e desvio padrão em Ceriodaphnia dubia com os extratos liofilizados
de florações de cianobactérias coletadas nos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo.
Reservatório Ceriodaphnia dubia (CE 50 - 48h mg/mL)
Novembro / 02 Fevereiro / 03 Abril / 03 Junho / 03 Agosto / 03 Outubro / 03
Barra Bonita
0,29 (0,24 - 0,37) 0,54 (0,47 - 0,63) 0,47 (0,40 - 0,56) 1,2 (1,05 - 1,45) 1,12 (0,96 - 1,31) 0,41 (0,35 - 0,49)
Bariri
0,37 (0,32 - 0,44) 0,2 (0,16 - 0,25) 0,82 (0,71 - 0,96) 0,64 (0,55 - 0,76) 1,33 (1,20 - 1,48) 0,8 (0,64 - 1,01)
Ibitinga
0,75 (0,64 - 0,88) 0,27 (0,23 - 0,31) 0,51 (0,42 - 0,61) 0,67 (0,61 - 0,73) 0,74 (0,62 - 0,88) 0,71 (0,62 - 0,83)
Promissão
0,45 (0,36 - 0,56) 0,52 (0,34 -0,58) 0,67 (0,61 - 0,73) 1,12 (1,00 - 1,25) ND 1,70 (1,65 - 1,80)
N. Avanhandava
0,2 (0,13 - 0,31) 0,2 (0,16 - 0,26) 0,77 (0,65 - 0,90) 0,64 (0,57 - 0,72) ND 1,12 (1,00 - 1,25)
Três Irmãos
ND ND 0,47 (0,38 - 0,72) ND ND 0,41 (0,35 - 0,48)
ND = Não determinado
347
Tabela 104. Carta controle de sensibilidade para Ceriodaphnia dubia utilizada nos testes ecotoxicológicos, segundo intervalo de
confiança de 95%, com NaCl (mg/L) como substância de referência.
Reservatório Ceriodaphnia dubia (CE 50 - 48h mg/mL)
Novembro / 02 Fevereiro / 03 Abril / 03 Junho / 03 Agosto / 03 Outubro / 03
Barra Bonita
1,66 (1,52 – 1,82) 1,67 (1,53 – 1,81) 1,05 (0,84 – 1,20) 1,02 (0,84 – 1,20) 1,19 (1,11 – 1,27) 1,18 (1,10 – 1,25)
Bariri
1,66 (1,52 – 1,82) 1,67 (1,53 – 1,81) 1,05 (0,84 – 1,20) 1,02 (0,84 – 1,20)
1,19 (1,11 – 1,27)
1,18 (1,10 – 1,25)
Ibitinga
1,66 (1,52 – 1,82) 1,67 (1,53 – 1,81) 1,05 (0,84 – 1,20) 1,02 (0,84 – 1,20)
1,18 (1,10 – 1,25)
1,18 (1,10 – 1,25)
Promissão
1,66 (1,52 – 1,82) 1,67 (1,53 – 1,81)
1,02 (0,84 – 1,20)
1,02 (0,84 – 1,20)
ND
1,18 (1,10 – 1,25)
N. Avanhandava
1,66 (1,52 – 1,82) 1,67 (1,53 – 1,81)
1,20 (1,20 – 1,29)
1,02 (0,84 – 1,20)
ND
1,18 (1,10 – 1,25)
Três Irmãos
ND ND ND ND
1,18 (1,10 – 1,25)
ND = Não determinado
348
APÊNDICES
349
Apêndice 1. Listagem e enquadramento dos táxons encontrados na análise qualitativa nos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o estudo.
Classe Cyanophyceae
Ordem Chroococcales
Família Chroococcaceae
Aphanocapsa sp Lemm.
Choricystis sp Lemm.
Chroococcus minutus (Kütz.) Näg.
Chroococcus sp (Kütz.) Näg.
Coelosphaerium sp Näg.
Merismopedia sp Lemm.
Microcystis aeruginosa Kütz.
Microcystis spp Kütz.
Synechococcus sp Kütz.
Synechocystis sp Sauvag.
Ordem Nostocales
Família Nostocaceae
Anabaena circinalis Raben.
Anabaena solitaria Lemm.
Anabaena sp Bory
Anabaena spiroides Lemm.
Cylindrospermopsis raciborskii (Wol) Seen.Subba Raju.
Raphidiopsis sp Skuja.
Família Oscillatoriaceae
Lyngbya sp Lemm
Oscillatoria sp Kütz.
Planktothrix agardhii Gom.
Planktothrix sp Gom.
Pseudoanabaena catenata Lauterb
Pseudoanabaena galeata Böch.
Pseudoanabaena mulcicola (Hub. Pest) Bourr.
Pseudoanabaena sp Böch.
350
Classe Chlorophyceae
Ordem Volvocales
Família Chlamydomonadaceae
Chlamydomas sp Ehrenb.
Ordem Chlorococcales
Família Botryococcaceae
Botryococcus braunii Kütz
Botryococcus protuberans W. West
Botryococcus sp Kütz.
Família Chlorellaceae
Ankistrodesmus bibraianusI (Rein.) Kors
Ankistrodesmus fusiformis (Corda) Ralfs.
Ankistrodesmus gracilis (Rein.) Kors.
Ankistrodesmus sp (Rein.) Kors.
Asterococcus sp Smith
Chlorella sp Skuja.
Chlorolobion sp (Näg.) Kom.
Keratococcus sp Hind.
Monoraphidium contortum (Thur.) Kom. – Legn.
Monoraphidium komarkovae Nyg.
Monoraphidium longiusculum Hind.
Monoraphidium minutum Näg
Monoraphidium sp Hind.
Família Chlorococcaceae
Chlorococcum sp (Schrank) Meneg.
Schroederia sp Lemm.
Família Coelastraceae
Actinastrum aciculare Playf.
Actinastrum gracillimum Smith
Actinastrum sp Playf.
Família Coelastraceae
Coelastrum cambricum Archer.
351
Família Coelastraceae
Coelastrum cubicum (Dang.) Senn.
Coelastrum microporum Näg.
Coelastrum reticulatum (Dang.) Senn.
Coelastrum sp Näg.
Coelastrum sphaericum Näg.
Família Coccomyxaceae
Elakatothrix sp Wille
Famila Crucigenoideae
Crucigenia sp Morren
Tetrastrum sp (Nordst.) R. Chod.
Família Dictyophaeriaceae
Dictyosphaerium pulchellum Wood.
Dictyosphaerium sp Näg.
Westella botryoides (W. & West) De Wilden.
Família Golenkiniaceae
Golenkinia radiate Chodat.
Golenkinia sp W. & West.
Gloecystis sp Chodat.
Lagerheimia sp Roll
Família Hidrodictyaceae
Pedistrum sp Meyen
Família Micractiaceae
Micractinium sp (Conrad) Kors.
Golenkiniopsis sp W. & West
Golenkiniopsis solitária W. & West
Família Oocystaceae
Oocystis lacustris Chodat
Oocystis sp Snow
352
Família Palmelaceae
Sphaerocystis schroeteri Chodat
Sphaerocystis sp Chodat
Família Radiococcaceae
Coenocloris sp Kom.
Eutetramorus sp (Kors) Bourr.
Família Scenedesmaceae
Scenedesmus acuminatus G.M. Smith.
Scenedesmus arcuatus Lemm.
Scenedesmus denticulatos Lagerh.
Scenedesmus ellipticus Chodat.
Scenedesmus longispina Lagerh.
Scenedesmus quadricauda R. Chod.
Scenedesmus sp Lagerh.
Classe Zygnemaphyceae
Ordem Zygnematales
Familia Desmidiaceae
Closterium sp Nitzsch
Cosmarium bioculatum Ralfs.
Cosmarium sp Kirch.
Euastrum sp Krieg.
Staurastrum inverseni Sott & Grönblad.
Staurastrum sp W. & West
Staurastrum volans W. & West
Staurodesmus mamillatus Meyen
Classe Euglenophyceae
Ordem Euglenales
Família Euglenaceae
Trachelomonas sp Stokes
Classe Chrysophyceae
Ordem Ochromonadales
353
Familia Synuraceae
Mallomonas sp Perty.
Classe Bacillariophyceae
Ordem Centrales
Família Rhizosolenaceae
Rhizosolenia longiseta Zachar.
Rhizosolenia sp Smith
Família Thalassiosiraceae
Aulacoseira distans (Ehrenb.) Simon.
Aulacoseira granulata (Ehrenb.) Simon.
Aulacoseira sp (Ehrenb.) Simon,.
Coscinodiscus sp kütz.
Cyclotella meneghiniana kütz.
Cyclotella sp kütz.
Cyclotella stelligera Cleve & Grunow
Orden Pennales
Família Fragilariaceae
Synedra acus kütz.
Synedra sp kütz.
Família Naviculaceae
Pinnularia sp Ehernb.
Classe Xanthophyceae
Ordem Mischococcales
Família Mishococeae
Pseudostaurastrum sp Lemm.
Família Pleurochloridaceae
Tetraplektron sp Bourr.
Família Sciadiaceae
Centritractus sp Lemm.
354
Apêndice 2. Resultados dos bioensaios com camundongos Swiss albino com extratos algais
liofilizados dos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o mês de novembro de
2002.
Amostra: Barra Bonita Novembro - 2002 Duração: 24 hs
Peso do Concentração Volume Dose Hora da Hora da Observação
animal (g) (mg/mL) Injetado (mL) (mg/kg) Injeção Morte
20,3 20 1 985 09:57 13:30 Hepatotoxico
20 20 1 1000 10:02 13:30 Hepatotoxico
19,5 20 1 10225 10:03 13:30 Hepatotoxico
20,4 10 1 490 10:10 13:30 Hepatotoxico
20,5 10 1 487 10:11 13:30 Hepatotoxico
23,7 10 1 421 10:17 15:00 Hepatotoxico
23 7,5 1 326 10:20 14:00 Hepatotoxico
22,9 7,5 1 327 10:21 14:00 Hepatotoxico
23,3 7,5 1 321 10:24 -
20,9 5 1 239 10:28 -
20,8 5 1 240 10:29 -
23,8 5 1 210 10:30 -
20,6 0 1 0 10:40 -
20,4 0 1 0 10:41 -
21,5 0 1 0 10:43 -
DL 50% = 285
IC 95% = 267 - 390
Amostra: Bariri Novembro - 2002 Duração: 24 hs
Peso do Concentração Volume Dose Hora da Hora da Observação
animal (g) (mg/mL) Injetado (mL) (mg/kg) Injeção Morte
22 22 1 1000 10:20 13:30 Hepatotoxico
21,9 22 1 1004 10:22 13:30 Hepatotoxico
22 22 1 1000 10:23 13:30 Hepatotoxico
21,8 12 1 550 10:37 -
21,2 12 1 566 10:38 -
21,4 12 1 560 10:38 -
20 6 1 300 10:40 -
20 6 1 300 10:41 -
21 6 1 285 10:41 -
20 0 1 0 10:45 -
21 0 1 0 10:46 -
20 0 1 0 10:47 -
DL 50% =
727
IC 95% = 681- 727
355
Amostra: Ibitinga Novembro - 2002 Duração: 24 hs
Peso do Concentração Volume Dose Hora da Hora da Observação
animal (g) (mg/mL) Injetado (mL) (mg/kg) Injeção Morte
25 27 1 1080 15:55 08:00 Hepatotoxico
25,8 27 1 1046 16:00 09:30 Hepatotoxico
25,6 27 1 1054 16:01 -
29,1 13,5 1 463 16:06 -
30,8 13,5 1 438 16:10 -
30,3 13,5 1 445 16:14 -
26,6 6,75 1 253 16:18 -
25,5 6,75 1 264 16:21 -
29,1 6,75 1 231 16:24 -
26,5 0 1 0 16:28 -
27,3 0 1 0 16:29 -
26 0 1 0 16:30 -
DL 50% = 840
IC 95% = 550 - 1285
Amostra: Promissão Novembro - 2002 Duração: 24 hs
Peso do Concentração Volume Dose Hora da Hora da Observação
animal (g) (mg/mL) Injetado (mL) (mg/kg) Injeção Morte
22,5 22 1 977 10:42 10:46 Neurotóxico
22,4 22 1 982 10:18 10:19 Neurotóxico
22 22 1 1000 10:20 10:21 Neurotóxico
18,9 12 1 634 10;39 10:55 Neurotóxico
21,2 12 1 566 10:40 10:11 Neurotóxico
20,7 12 1 579 10:41 10:59 Neurotóxico
22 6 1 272 10:44 11:00 Neurotóxico
22,2 6 1 270 10:48 11:00 Neurotóxico
21,1 6 1 284 10:50 -
23,02 3 1 130 10:52 -
21,3 3 1 140 10:53 -
21 3 1 142 10:54 -
20,82 1,5 1 67 11:00 -
22,14 1,5 1 67 11:02 -
21,1 1,5 1 71 11:03 -
14,5 0 1 0 11:28 -
23,2 0 1 0 11:30 -
20 0 1 0 11:32 -
DL 50% = 249
IC 95% = 170 - 362
356
Amostra: Nova Avanhandava Novembro - 2002 Duração: 24 hs
Peso do Concentração Volume Dose Hora da Hora da Observação
animal (g) (mg/mL) Injetado (mL) (mg/kg) Injeção Morte
28,9 27 1 934,25 15:22 15:30 Neurotóxico
28,2 27 1 957,44 15:26 15:28 Neurotóxico
28,7 27 1 940,76 15:27 15:30 Neurotóxico
27 13,5 1 500 15:36 15:48 Neurotóxico
27,2 13,5 1 496 15:38 15:41 Neurotóxico
27,4 13,5 1 462 15:40 16:00 Neurotóxico
27,7 6,75 1 243 15:47 16:11 Neurotóxico
28 6,75 1 241 15:50 16:12 Neurotóxico
26,8 6,75 1 251 15:51 16:23 Neurotóxico
27 3,37 1 124 15:53 16:48 Neurotóxico
25 3,37 1 134 15:55 16:51 Neurotóxico
26 3,37 1 129 15:57 -
25,3 1,68 1 66 16:00 -
24,8 1,68 1 67 16:02 -
24,6 1,68 1 68 16:04 -
20,6 0 1 0 16:28 -
20,4 0 1 0 16:29 -
21,5 0 1 0 16:30 -
DL 50% = 111
IC 95% = 76 - 163
Apêndice 3. Resultados dos bioensaios com camundongos Swiss albino com extratos algais
liofilizados dos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o mês de fevereiro de 2002.
Amostra: Barra Bonita Fevereiro - 2003 Duração: 24 hs
Peso do Concentração Volume Dose Hora da Hora da Observação
animal (g) (mg/mL) Injetado (mL) (mg/kg) Injeção Morte
18,5 20 1 1081 10:28 08:00 Hepatotóxico
20,2 20 1 990 10:29 08:00 Hepatotóxico
20,4 20 1 980 10:30 08:00 Hepatotóxico
18,4 10 1 543 11:28 -
18 10 1 555 11:29 -
17,2 10 1 581 11:30 -
17 0 1 - 11:31 -
17 0 1 - 11:32 -
17,4 0 1 - 11:33 -
DL 50% = 752
IC 95% =
357
Amostra: Bariri Fevereiro - 2003 Duração: 24 hs
Peso do Concentração Volume Dose Hora da Hora da Observação
animal (g) (mg/mL) Injetado (mL) (mg/kg) Injeção Morte
21,6 20 1 879 14:58 15:37 Neurotóxico
23,1 20 1 822 14:56 15:38 Neurotóxico
22,8 20 1 833 14:57 15:36 Neurotóxico
21,2 10 1 448 15:02 15:40 Neurotóxico
21,5 10 1 441 15:01 15:37 Neurotóxico
21,5 10 1 441 15:03 15:40 Neurotóxico
19,1 5 1 248 15:04 15:59 Neurotóxico
20,3 5 1 233 15:05 15:49 Neurotóxico
20,9 5 1 227 15:05 15:48 Neurotóxico
18 2,5 1 131 15:10 15:59 Neurotóxico
18,6 2,5 1 127 15:11 16:00 Neurotóxico
19,2 2,5 1 123 15:11 16:00 Neurotóxico
19,3 1,25 1 58 15:12 16:08 Neurotóxico
19 1,25 1 59 15:13 16:12 Neurotóxico
18,7 1,25 1 60 15:14 16:20 Neurotóxico
24,2 0 1 0 15:12 -
23,7 0 1 0 15:13 -
23,8 0 1 0 15:14 -
DL 50% = < 59
IC 95% =
Amostra: Ibitinga Fevereiro - 2003 Duração: 24 hs
Peso do Concentração Volume Dose Hora da Hora da Observação
animal (g) (mg/mL) Injetado (mL) (mg/kg) Injeção Morte
21,5 25 1 1163 10:24 10:59 Neurotóxico
22,3 25 1 1121 10:26 11:04 Neurotóxico
22,1 25 1 1131 10:27 10:54 Neurotóxico
25,34 12,5 1 493 10:28 11:01 Neurotóxico
25,08 12,5 1 498 10:29 11:09 Neurotóxico
25 12,5 1 500 10:37 10:59 Neurotóxico
23,73 6,25 1 263 10:38 11:15 Neurotóxico
22,21 6,25 1 281 10:40 11:24 Neurotóxico
23 6,25 1 272 10:42 11:30 Neurotóxico
22,58 3,125 1 138 10:45 14:29 Neurotóxico
21 3,125 1 149 10:49 14:45 Neurotóxico
22 3,125 1 142 10:55 15:55 Neurotóxico
19,81 1,562 1 79 10:57 16:00 Neurotóxico
21,2 1,562 1 74 11:00 16:09 Neurotóxico
20 1,562 1 78 11:08 16:35 Neurotóxico
23,1 0 1 - 10:32 -
25,1 0 1 - 10:33 -
24 0 1 - 10:34 -
DL 50% = < 74
IC 95% =
358
Amostra: Promissão Fevereiro - 2003 Duração: 24 hs
Peso do Concentração Volume Dose Hora da Hora da Observação
animal (g) (mg/mL) Injetado (mL) (mg/kg) Injeção Morte
22,5 25 1 1111 10:21 10:23 Neurotóxico
22,4 25 1 1116 10:23 10:25 Neurotóxico
22,3 25 1 1121 10:24 10:26 Neurotóxico
22,97 12,5 1 544 11:10 11:00 Neurotóxico
20,45 12,5 1 611 11:13 11:55 Neurotóxico
22 12,5 1 568 11:14 -
20,24 6,25 1 309 11:16 -
20,93 6,25 1 299 11:20 -
20 6,25 1 313 11:22 -
19,4 3,125 1 161 11:25 -
19,63 3,125 1 159 11:26 -
19,58 3,125 1 160 11:30 -
23,1 0 1 - 10:32 -
25,1 0 1 - 10:33 -
24 0 1 - 10:34 -
DL 50% = 514
IC 95% = 353 - 750
Amostra: Nova Avanhandava Fevereiro - 2003 Duração: 24 hs
Peso do Concentração Volume Dose Hora da Hora da Observação
animal (g) (mg/mL) Injetado (mL) (mg/kg) Injeção Morte
24,8 25 1 1008 10:18 10:19 Neurotóxico
24,5 25 1 1020 10:46 10:47 Neurotóxico
25 25 1 1000 10:48 10:49 Neurotóxico
25,8 12,5 1 484 10:50 11:00 Neurotóxico
25,1 12,5 1 498 10:51 11:00 Neurotóxico
24,5 12,5 1 510 10:55 11:01 Neurotóxico
24,64 6,25 1 254 10:58 12:00 Neurotóxico
25,1 6,25 1 249 11:00 14:30 Neurotóxico
24 6,25 1 260 11:22 -
23,21 3,125 1 135 11:23 -
24,2 3,125 1 129 11:25 -
23 3,125 1 136 11:29 -
20,6 0 1 0 10:40 -
20,4 0 1 0 10:41 -
21,5 0 1 0 10:43 -
DL 50% = 234
IC 95% = 160 - 341
359
Apêndice 4. Resultados dos bioensaios com camundongos Swiss albino com extratos algais
liofilizados dos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o mês de abril de 2003.
Amostra: Barra Bonita Abril - 2003 Duração: 24 hs
Peso do Concentração Volume Dose Hora da Hora da Observação
animal (g) (mg/mL) Injetado (mL) (mg/kg) Injeção Morte
26 25 1 962 10:14 11:02 Neurotóxico
24,7 25 1 1012 10:15 10:56 Neurotóxico
25 25 1 1000 10:18 11:15 Neurotóxico
26,7 12,5 1 468 10:20 11:20 Neurotóxico
21,52 12,5 1 581 10:22 11:25 Neurotóxico
24 12,5 1 521 10:24 11:30 Neurotóxico
24,97 6,25 1 250 10:26 12:00 Neurotóxico
20,44 6,25 1 306 10:28 -
23,4 6,25 1 267 10:29 -
22,4 3,125 1 140 10:37 -
24 3,125 1 130 10:38 -
20 3,125 1 156 10:40 -
22,42 1,562 1 70 10:42 -
22,15 1,562 1 71 10:45 -
24 1,562 1 65 10:49 -
24,4 0 1 0 10:30 -
22,2 0 1 0 10:31 -
22,3 0 1 0 10:33 -
DL 50% = 299
IC 95% = 250 - 436
Amostra: Bariri Abril - 2003 Duração: 24 hs
Peso do Concentração Volume Dose Hora da Hora da Observação
animal (g) (mg/mL) Injetado (mL) (mg/kg) Injeção Morte
20,5 20 1 976 11:20 10:58 Neurotóxico
20,2 20 1 990 11:22 11:20 Neurotóxico
20,4 20 1 980 11:23 11:12 Neurotóxico
22 10 1 455 11:25 11:55 Neurotóxico
21 10 1 476 11:28 11:54 Neurotóxico
20,5 10 1 488 11:30 11:59 Neurotóxico
20,98 5 1 238 11:32 12:09 Neurotóxico
19 5 1 263 11:34 12:15 Neurotóxico
21 5 1 238 11:35 12:19 Neurotóxico
20,32 2,5 1 123 11:40 12:55 Neurotóxico
19,48 2,5 1 128 11:42 13:30 Neurotóxico
21 2,5 1 119 11:46 -
24,4 0 1 0 10:30 -
22,2 0 1 0 10:31 -
22,3 0 1 0 10:33 -
DL 50% =
216
IC 95% = 148 - 316
360
Amostra: Ibitinga Abril - 2003 Duração: 24 hs
Peso do Concentração Volume Dose Hora da Hora da Observação
animal (g) (mg/mL) Injetado (mL) (mg/kg) Injeção Morte
21,9 20 1 913 13:02 13:30 Neurotóxico
20,8 20 1 962 13:05 13:25 Neurotóxico
20,5 20 1 976 13:09 13:24 Neurotóxico
24,4 10 1 410 13:15 13:50 Neurotóxico
22,2 10 1 450 13:16 14:55 Neurotóxico
22,3 10 1 448 13:17 14:58 Neurotóxico
21 5 1 238 13:19 15:30 Neurotóxico
22 5 1 227 13:22 15:59 Neurotóxico
19,02 5 1 263 13:23 14:05 Neurotóxico
20,92 2,5 1 120 13:30 -
20 2,5 1 125 13:33 -
22 2,5 1 114 13:35 -
23 0 1 0 14:00 -
22 0 1 0 14:02 -
20 0 1 0 14:04 -
DL 50% = 165
IC 95% =
Amostra: Promissão Abril - 2003 Duração: 24 hs
Peso do Concentração Volume Dose Hora da Hora da Observação
animal (g) (mg/mL) Injetado (mL) (mg/kg) Injeção Morte
23,7 20 1 844 11:20 -
19,8 20 1 1010 11:24 -
20,04 20 1 998 11:25 -
17 0 1 0 11:29 -
17 0 1 0 11:30 -
18 0 1 0 11:31 -
DL 50% =
IC 95% =
Amostra: Nova Avanhandava Abril - 2003 Duração: 24 hs
Peso do Concentração Volume Dose Hora da Hora da Observação
animal (g) (mg/mL) Injetado (mL) (mg/kg) Injeção Morte
23,8 20 1 840 11:03 12:50 Neurotóxico
25,6 20 1 781 11:03 14:43 Neurotóxico
24,5 20 1 816 11:05 13:40 Neurotóxico
22 10 1 455 11:08 15:20
23 10 1 435 11:09 -
24 10 1 417 11:15 -
18,9 5 1 265 11:18 -
21 5 1 238 11:20 -
20,09 5 1 249 11:23 -
17 0 1 0 11:29 -
17 0 1 0 11:30 -
18 0 1 0 11:31 -
DL 50% = 497
IC 95% = 341 - 726
361
Amostra: Três Irmãos Abril - 2003 Duração: 24 hs
Peso do Concentração Volume Dose Hora da Hora da Observação
animal (g) (mg/mL) Injetado (mL) (mg/kg) Injeção Morte
23 20 1 870 10:12 08:00 Hepatotoxico
22 20 1 909 10:12 08:00 Hepatotoxico
22 20 1 909 10:13 08:00 Hepatotoxico
21 10 1 476 10:27 08:00 Hepatotoxico
23 10 1 435 10:28 08:00 Hepatotoxico
18,8 10 1 532 10:29 08:00 Hepatotoxico
20,9 5 1 239 11:26 08:00 Hepatotoxico
21 5 1 238 11:27 08:00 Hepatotoxico
20,9 5 1 239 11:27 08:00 Hepatotoxico
20 2,5 1 125 11:28 08:00 Hepatotoxico
20 2,5 1 125 11:28 08:00 Hepatotoxico
21 2,5 1 119 11:29 08:00 Hepatotoxico
22 1,25 1 57 11:33 -
20,9 1,25 1 60 11:35 -
19,2 1,25 1 65 11:40 -
17 0 1 0 11:29 -
17 0 1 0 11:30 -
18 0 1 0 11:31 -
DL 50% = 100
IC 95% = 69 - 147
Apêndice 5 Resultados dos bioensaios com camundongos Swiss albino com extratos algais
liofilizados dos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o mês de junho de 2003.
Amostra: Barra Bonita Junho - 2003 Duração: 24 hs
Peso do Concentração Volume Dose Hora da Hora da Observação
animal (g) (mg/mL) Injetado (mL) (mg/kg) Injeção Morte
24,4 25 1 1025 10:57 11:39 Neurotóxico
23,9 25 1 1046 10:58 11:36 Neurotóxico
25,3 25 1 988 10:57 11:41 Neurotóxico
24,42 12,5 1 512 10:59 12:09 Neurotóxico
24,71 12,5 1 506 11:02 12:18 Neurotóxico
23,4 12,5 1 534 11:04 12:08 Neurotóxico
22,26 6,25 1 281 11:06 12:59 Neurotóxico
24,8 6,25 1 252 11:09 13:20
24,32 6,25 1 257 12:01 13:35
22,8 3,125 1 137 12:03 14:58
24,3 3,125 1 129 12:07 -
24 3,125 1 130 12:10 15:30
24,3 1,562 1 64 12:11 -
24,3 1,562 1 64 12:13 -
23 1,562 1 68 12:15 -
25,9 0 1 - 12:18 -
23,1 0 1 - 12:19 -
23,5 0 1 - 12:20 -
DL 50% = 115
IC 95% = 79 - 169
362
Amostra: Bariri Junho - 2003 Duração: 24 hs
Peso do Concentração Volume Dose Hora da Hora da Observação
animal (g) (mg/mL) Injetado (mL) (mg/kg) Injeção Morte
23 20 1 870 10:53 17:40 Neurotóxico
20,2 20 1 990 10:54 15:50 Neurotóxico
22 20 1 909 10:56 16:10 Neurotóxico
22 10 1 455 11:09 08:20
21 10 1 476 11:12 09:50
24 10 1 417 11:13 -
21,94 5 1 228 11:15 -
18 5 1 278 11:17 -
21 5 1 238 11:19 -
25,9 0 1 - 11:05 -
23,1 0 1 - 11:06 -
23,5 0 1 - 11:07 -
DL 50% = 415
IC 95% = 284 - 605
Amostra: Ibitinga Junho - 2003 Duração: 24 hs
Peso do Concentração Volume Dose Hora da Hora da Observação
animal (g) (mg/mL) Injetado (mL) (mg/kg) Injeção Morte
23 22 1 957 10:46 13:45 Neurotóxico
21 22 1 1048 10:47 12:00 Neurotóxico
24 22 1 917 10:48 14:50
24 11 1 458 10:49 17:23
22 11 1 500 10:52 -
20 11 1 550 10:53 -
19 5,5 1 289 10:54 -
23,5 5,5 1 234 10:57 -
19 5,5 1 289 11:00 -
25,9 0 1 - 11:05 -
23,1 0 1 - 11:06 -
23,5 0 1 - 11:07 -
DL 50% = 568
IC 95% = 389 - 829
Amostra: Promissão Junho - 2003 Duração: 24 hs
Peso do Concentração Volume Dose Hora da Hora da Observação
animal (g) (mg/mL) Injetado (mL) (mg/kg) Injeção Morte
22,4 20 1 892 11:19 -
22,5 20 1 888 11:20 -
22,4 20 1 892 11:21 -
17 0 1 0 11:29 -
17 0 1 0 11:30 -
18 0 1 0 11:31 -
DL 50% =
IC 95% =
363
Amostra: Nova Avanhandava Junho - 2003 Duração: 24 hs
Peso do Concentração Volume Dose Hora da Hora da Observação
animal (g) (mg/mL) Injetado (mL) (mg/kg) Injeção Morte
22,3 20 1 897 11:07 12:20 Neurotóxico
22,2 20 1 901 11:08 12:00 Neurotóxico
22,2 20 1 901 11:10 11:55 Neurotóxico
24 10 1 417 11:20 13:09
23,3 10 1 429 11:25 13:15
24 10 1 417 11:28 13:39
19,3 5 1 259 12:00 16:49
22 5 1 227 12:28 20:00
24 5 1 208 12:40 -
19,45 2,5 1 129 12:43 08:00
21 2,5 1 119 12:50 -
22 2,5 1 114 12:59 -
17 0 1 0 11:29 -
17 0 1 0 11:30 -
18 0 1 0 11:31 -
DL 50% = 159
IC 95% = 71 - 355
Amostra: Três Irmãos Junho - 2003 Duração: 24 hs
Peso do Concentração Volume Dose Hora da Hora da Observação
animal (g) (mg/mL) Injetado (mL) (mg/kg) Injeção Morte
19,4 20 1 1030 11:01 08:00 Hepatotoxico
19 20 1 1052 11:02 08:00 Hepatotoxico
20,9 20 1 956 11:03 08:00 Hepatotoxico
20 10 1 500 11:04 08:00 Hepatotoxico
19,4 10 1 1030 11:05 08;00 Hepatotoxico
19 10 1 526 11:09 08:00 Hepatotoxico
19,2 5 1 260 11:12 08:00 Hepatotoxico
19,5 5 1 256 11:16 08:00 Hepatotoxico
19 5 1 263 11:18 08:00 Hepatotoxico
18,9 2,5 1 119 11:20 08:00 Hepatotoxico
16,9 2,5 1 133 11:22 08:00 Hepatotoxico
16,3 2,5 1 138 11:25 08:00 Hepatotoxico
17 0 1 0 11:29 -
17 0 1 0 11:30 -
18 0 1 0 11:31 -
DL 50% = < 119
IC 95% =
364
Apêndice 6 Resultados dos bioensaios com camundongos Swiss albino com extratos algais
liofilizados dos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o mês de agosto de 2003.
Amostra: Barra Bonita Agosto - 2003 Duração: 24 hs
Peso do Concentração Volume Dose Hora da Hora da Observação
animal (g) (mg/mL) Injetado (mL) (mg/kg) Injeção Morte
18,2 18 1 989 10:49 11:27 Neurotóxico
18 18 1 1000 10:59 11:30 Neurotóxico
19 18 1 947 11:00 11:35 Neurotóxico
19 9 1 474 11:19 13:20 Neurotóxico
18,5 9 1 486 11:24 13:24 Neurotóxico
20 9 1 450 11:29 14:00
19,8 4,5 1 227 11:37 16:50
20 4,5 1 225 11:40 08:00
18,9 4,5 1 238 11:58 -
19,5 2,25 1 115 12:09 -
18 2,25 1 125 12:25 -
19,7 2,25 1 114 12:30 -
25,9 0 1 - 11:05 -
23,1 0 1 - 11:06 -
23,5 0 1 - 11:07 -
DL 50% = 203
IC 95% = 139 - 296
Amostra: Bariri Agosto - 2003 Duração: 24 hs
Peso do Concentração Volume Dose Hora da Hora da Observação
animal (g) (mg/mL) Injetado (mL) (mg/kg) Injeção Morte
21 18 1 857 10:52 12:30 Neurotóxico
18,3 18 1 984 10:54 12:05 Neurotóxico
18,2 18 1 989 11:00 11:48 Neurotóxico
19 9 1 474 11:20 14:40
18,9 9 1 476 11:30 15:09
20 9 1 450 11:35 -
19,8 4,5 1 227 11:45 16:55
18,4 4,5 1 245 11:49 19:50
20 4,5 1 225 11:55 -
19,7 2,25 1 114 12:00 -
18,9 2,25 1 119 12:09 -
20 2,25 1 113 12:12 -
25,9 0 1 - 11:05 -
23,1 0 1 - 11:06 -
23,5 0 1 - 11:07 -
DL 50% = 256
IC 95% = 148 - 441
365
Amostra: Ibitinga Agosto - 2003 Duração: 24 hs
Peso do Concentração Volume Dose Hora da Hora da Observação
animal (g) (mg/mL) Injetado (mL) (mg/kg) Injeção Morte
22 20 1 909 11:10 11:23 Neurotóxico
21 20 1 952 11:09 11:23 Neurotóxico
20,9 20 1 957 11:08 11:19 Neurotóxico
20 10 1 500 11:15 11:30 Neurotóxico
22 10 1 455 11:18 11:38 Neurotóxico
21 10 1 476 11:20 11:35 Neurotóxico
23 5 1 217 11:26 12:20 Neurotóxico
20,1 5 1 249 11:29 12:09 Neurotóxico
19,9 5 1 251 11:30 12:00 Neurotóxico
20 2,5 1 125 11:34 12:50 Neurotóxico
22 2,5 1 114 11:39 12:45 Neurotóxico
21,9 2,5 1 114 11:42 13:30
22,1 1,25 1 57 11:45 16:50
20 1,25 1 63 11:50 17:30
21 1,25 1 60 11:54 -
19 0,625 1 33 11:55 -
20,9 0,625 1 30 11:59 -
21,4 0,625 1 29 12:00 -
25,9 0 1 - 11:05 -
23,1 0 1 - 11:06 -
23,5 0 1 - 11:07 -
DL 50% = 168
IC 95% =
366
Apêndice 7 Resultados dos bioensaios com camundongos Swiss albino com extratos algais
liofilizados dos reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o mês de outubro de 2003.
Amostra: Barra Bonita Outubro - 2003 Duração: 24 hs
Peso do Concentração Volume Dose Hora da Hora da Observação
animal (g) (mg/mL) Injetado (mL) (mg/kg) Injeção Morte
22,7 22 1 969 10:20 11:08 Neurotóxico
22,7 22 1 969 10:31 11:23 Neurotóxico
22,8 22 1 965 10:32 11:25 Neurotóxico
22,39 11 1 491 10:40 12:15 Neurotóxico
21,97 11 1 501 10:42 12:09
23 11 1 478 10:45 12:20
22,95 5,5 1 240 10:50 14:30
21 5,5 1 262 10:55 14:40
20 5,5 1 275 10:59 15:00
22 2,75 1 125 11:10 08:00
22,74 2,75 1 121 11:12 08:00
22,45 2,75 1 122 11:15 -
20 1,375 1 69 11:25 -
21 1,375 1 65 11:30 -
19,9 1,375 1 69 11:35 -
25,9 0 1 - 11:05 -
23,1 0 1 - 11:06 -
23,5 0 1 - 11:07 -
DL 50% = 112
IC 95% = 46 - 163
367
Amostra: Bariri Outubro - 2003 Duração: 24 hs
Peso do Concentração Volume Dose Hora da Hora da Observação
animal (g) (mg/mL) Injetado (mL) (mg/kg) Injeção Morte
22,5 22 1 978 10:28 11:16 Neurotóxico
22,6 22 1 973 10:29 11:13 Neurotóxico
23 22 1 957 10:30 11:17 Neurotóxico
22,18 11 1 496 10:40 12:40 Neurotóxico
22,5 11 1 489 10:49 12:59 Neurotóxico
21 11 1 524 10:50 12:10 Neurotóxico
21 5,5 1 262 10:55 14:30
22,9 5,5 1 240 10:59 15:30
23 5,5 1 239 11:00 15:20
22,9 2,25 1 98 11:15 17:50
23 2,25 1 98 11:19 18:30
22,74 2,25 1 99 11:20 18:00
23 1,25 1 54 11:24 -
20 1,25 1 63 11:29 08:00
22 1,25 1 57 11:34 -
22,8 0,625 1 27 11:40 -
22,9 0,625 1 27 11:42 -
23 0,625 1 27 11:46 -
25,9 0 1 - 11:05 -
23,1 0 1 - 11:06 -
23,5 0 1 - 11:07 -
DL 50% = 48
IC 95% = 34 - 69
Amostra: Ibitinga Outubro - 2003 Duração: 24 hs
Peso do Concentração Volume Dose Hora da Hora da Observação
animal (g) (mg/mL) Injetado (mL) (mg/kg) Injeção Morte
22,4 22 1 982 10:32 08:00 Hepatotoxico
21,9 22 1 1004 10:32 08:00 Hepatotoxico
22,2 22 1 990 10:35 08:00 Hepatotoxico
18,1 11 1 607 10:40 08:00 Hepatotoxico
18,2 11 1 604 10:45 08:00 Hepatotoxico
18,4 11 1 597 10:50 08:00 Hepatotoxico
17,8 5,5 1 309 10:52 -
17,9 5,5 1 307 10:55 -
19,4 5,5 1 283 10:59 -
25,9 0 1 - 11:05 -
23,1 0 1 - 11:06 -
23,5 0 1 - 11:07 -
18,36
DL 50% = 423
IC 95% = 358 - 444
368
Amostra: Promissão Outubro - 2003 Duração: 24 hs
Peso do Concentração Volume Dose Hora da Hora da Observação
animal (g) (mg/mL) Injetado (mL) (mg/kg) Injeção Morte
22 20 1 909 11:21 11:43 Neurotóxico
21,9 20 1 913 11:22 11:41 Neurotóxico
21,7 20 1 922 11:24 11:45 Neurotóxico
21,9 10 1 457 11:40 12:45 Neurotóxico
22 10 1 455 11:42 12:57 Neurotóxico
20 10 1 500 11:46 12:30 Neurotóxico
21 5 1 238 11:50 19:09
21,4 5 1 234 11:56 -
20 5 1 250 11:59 08:00
20,9 2,5 1 120 12:00 -
21 2,5 1 119 12:02 -
20,1 2,5 1 124 12:05 -
17 0 1 0 11:29 -
17 0 1 0 11:30 -
18 0 1 0 11:31 -
DL 50% = 206
IC 95% = 144 - 307
Amostra: Nova Avanhandava Outubro - 2003 Duração: 24 hs
Peso do Concentração Volume Dose Hora da Hora da Observação
animal (g) (mg/mL) Injetado (mL) (mg/kg) Injeção Morte
19,9 20 1 1005 11:14 11:16 Neurotóxico
22 20 1 909 11:15 11:17 Neurotóxico
22,1 20 1 904 11:17 11:20 Neurotóxico
17 0 1 0 11:29 -
17 0 1 0 11:30 -
18 0 1 0 11:31 -
DL 50% = > 904
IC 95% =
369
Amostra: Três Irmãos Outubro - 2003 Duração: 24 hs
Peso do Concentração Volume Dose Hora da Hora da Observação
animal (g) (mg/mL) Injetado (mL) (mg/kg) Injeção Morte
24 22 1 917 11:23 11:25 Neurotóxico
23,5 22 1 936 11:24 11:26 Neurotóxico
24 22 1 917 11:25 11:28 Neurotóxico
23 11 1 478 11:37 12:05 Neurotóxico
23,5 11 1 468 11:40 12:12 Neurotóxico
23 11 1 478 11:45 12:45 Neurotóxico
23,4 5,5 1 235 11:50 13:50
23 5,5 1 239 11:56 14:20
22,9 5,5 1 240 12:00 14:55
23 2,75 1 120 12:12 18:50
23 2,75 1 120 12:16 08:00
22,7 2,75 1 121 12:22 -
22 1,375 1 63 12:23 -
23 1,375 1 60 12:25 -
22,9 1,375 1 60 12:30 -
17 0 1 0 11:29 -
17 0 1 0 11:30 -
18 0 1 0 11:31 -
DL 50% = 106
IC 95% = 69 - 155
370
Apêndice 8.Resultados dos testes com microcrustáceos com extratos algais liofilizados dos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o mês de novembro de 2002.
Amostra: Barra Bonita Período: Novembro - 2002
Organismo teste: Daphnia similis Data início: 08/04/03 Data térmio: 10/04/03
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
6/4/2003 7,55 142 44
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 7,71 170
0,11 0 0 0 0 7,6 205
0,22 3 5 5 13 7,57 208
0,44 5 5 5 15 7,34 266
0,88 5 5 5 15 7,19 377
1,76 5 5 5 15 7,34 480
CE(I)50 48h = 0,34 Sensibilidade (K
2
Cr
2
O
7
) 0,04
IC 95% = 0,30 - 0,39 IC 95% 0,03 - 0,05
Amostra: Barra Bonita Período: Novembro - 2002
Organismo teste: Ceriodaphnia silvestrii Data início: 08/04/03 Data térmio: 10/04/03
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
6/4/2003 7,55 142 44
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 7,53 146
0,11 2 1 3 6 7,53 201
0,22 2 2 2 6 7,56 211
0,44 5 5 5 15 7,45 256
0,88 5 5 5 15 7,21 335
1,76 5 5 5 15 7,43 488
CE(I)50 48h = 0,09 Sensibilidade (NaCl) 1,89
IC 95% = 0,07 - 0,11 IC 95% 1,78 - 2,02
Amostra: Barra Bonita Período: Novembro - 2002
Organismo teste: Ceriodaphnia dubia Data início: 10/05/03 Data térmio: 12/05/03
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
8/5/2003 7,12 150,5 46
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 7,2 154
0,11 2 2 1 5 7,35 160
0,22 4 3 4 11 7,55 169
0,44 5 5 5 15 7,57 188
0,88 5 5 5 15 7,58 207
1,76 5 5 5 15 7,52 250
CE(I)50 48h = 0,29 Sensibilidade (NaCl) 1,66
IC 95% = 0,24 - 0,37 IC 95% 1,52 - 1,82
371
Amostra: Bariri Período: Novembro - 2002
Organismo teste: Ceriodaphnia silvestrii Data início: 13/05/03 Data térmio: 15/05/03
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
11/5/2003 7,55 134 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 7,82 134
0,11 0 0 0 0 7,75 176
0,22 1 0 0 1 7,8 206
0,44 0 3 3 6 7,75 280
0,88 5 5 4 14 7,51 364
1,76 5 5 5 15 7,58 545
CE(I)50 48h = 0,47 Sensibilidade (NaCl) 1,89
IC 95% = 0,38 - 0,59 IC 95% 1,78 - 2,02
Amostra: Bariri Período: Novembro - 2002
Organismo teste: Ceriodaphnia dubia Data início: 13/05/03 Data térmio: 15/05/03
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
11/5/2003 7,55 134 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 7,73 147
0,11 0 0 0 0 7,72 169
0,22 0 0 0 0 7,82 209
0,44 4 3 4 11 7,69 259
0,88 5 5 5 15 7,47 365
1,76 5 5 5 15 7,49 535
CE(I)50 48h = 0,37 Sensibilidade (NaCl) 1,66
IC 95% = 0,32 - 0,44 IC 95% 1,52 - 1,82
Amostra: Bariri Período: Novembro - 2002
Organismo teste: Ceriodaphnia dubia Data início: 13/05/03 Data térmio: 15/05/03
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
11/5/2003 7,55 134 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 7,73 147
0,11 0 0 0 0 7,72 169
0,22 0 0 0 0 7,82 209
0,44 4 3 4 11 7,69 259
0,88 5 5 5 15 7,47 365
1,76 5 5 5 15 7,49 535
CE(I)50 48h = 0,37 Sensibilidade (NaCl) 1,66
IC 95% = 0,32 - 0,44 IC 95% 1,52 - 1,82
372
Amostra: Ibitinga Período: Novembro - 2002
Organismo teste: Daphnia similis Data início: 08/05/03 Data térmio: 10/05/03
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
4/5/2003 7,38 158 54
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 7,75 167
0,11 0 0 0 0 7,68 191
0,22 1 0 0 1 7,76 209
0,44 2 0 3 5 7,62 234
0,88 5 5 5 15 7,71 274
1,76 5 5 5 15 7,27 339
CE(I)50 48h = 0,57 Sensibilidade (K
2
Cr
2
O
7
) 0,04
IC 95% = 0,45 - 0,71 IC 95% 0,03 - 0,05
Amostra: Ibitinga Período: Novembro - 2002
Organismo teste: Ceriodaphnia silvestrii Data início: 13/05/03 Data térmio: 15/05/03
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
11/5/2003 7,55 134 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 7,82 134
0,11 0 0 0 0 7,66 149
0,22 0 0 0 0 7,68 164
0,44 0 0 0 0 7,71 188
0,88 3 3 3 9 7,73 226
1,76 5 5 5 15 7,54 302
CE(I)50 48h = 0,82 Sensibilidade (NaCl) 1,89
IC 95% = 0,69 - 0,98 IC 95% 1,78 - 2,02
Amostra: Ibitinga Período: Novembro - 2002
Organismo teste: Ceriodaphnia dubia Data início: 13/05/03 Data térmio: 15/05/03
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
11/5/2003 7,55 134 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 7,73 147
0,11 0 0 0 0 7,69 152
0,22 0 0 0 0 7,73 165
0,44 0 0 0 0 7,86 188
0,88 3 4 4 11 7,79 221
1,76 5 5 5 15 7,45 295
CE(I)50 48h = 0,75 Sensibilidade (NaCl) 1,66
IC 95% = 0,64 - 0,88 IC 95% 1,52 - 1,82
373
Amostra: Promissão Período: Novembro - 2002
Organismo teste: Daphnia similis Data início: 08/05/03 Data térmio: 10/05/03
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
7/5/2003 7,38 158 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 7,01 170
0,11 0 0 0 0 7,07 176
0,22 0 1 0 1 7,05 184
0,44 3 3 3 9 7,06 193
0,88 5 5 5 15 7,12 228
1,76 5 5 5 15 7,04 261
CE(I)50 48h = 0,39 Sensibilidade (K
2
Cr
2
O
7
) 0,04
IC 95% = 0,32 - 0, 48 IC 95% 0,03 - 0,05
Amostra: Promissão Período: Novembro - 2002
Organismo teste: Ceriodaphnia silvestrii Data início: 15/05/02 Data térmio: 17/05/03
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
12/5/2003 7,42 148 44
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 7,85 157
0,11 0 0 0 0 7,78 160
0,22 0 0 0 0 7,76 166
0,44 2 2 3 7 7,73 182
0,88 5 4 4 13 7,6 206
1,76 5 5 5 15 7,35 255
CE(I)50 48h = 0,49 Sensibilidade (NaCl) 1,89
IC 95% = 0,40 - 0,61 IC 95% 1,78 - 2,02
Amostra: Promissão Período: Novembro - 2002
Organismo teste: Ceriodaphnia dubia Data início: 15/05/03 Data térmio: 17/05/03
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
12/5/2003 7,42 148 44
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 7,72 149
0,11 0 0 0 0 7,71 155
0,22 0 1 0 1 7,74 160
0,44 1 3 3 7 7,66 163
0,88 4 5 5 14 7,52 197
1,76 5 5 5 15 7,27 233
CE(I)50 48h = 0,45 Sensibilidade (NaCl) 1,66
IC 95% = 0.36 - 0,56 IC 95% 1,52 - 1,82
374
Amostra: Nova Avanhandava Período: Novembro - 2002
Organismo teste: Daphnia similis Data início: 08/05/03 Data térmio: 10/05/03
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
7/5/2003 7,38 158 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 7,01 170
0,11 0 0 0 0 7,48 184
0,22 3 3 3 9 7,54 220
0,44 5 5 5 15 7,58 268
0,88 5 5 5 15 7,45 369
1,76 5 5 5 15 7,39 519
CE(I)50 48h = 0,10 Sensibilidade (K
2
Cr
2
O
7
) 0,04
IC 95% = 0,8 - 0,12 IC 95% 0,03 - 0,05
Amostra: Nova Avanhandava Período: Novembro - 2002
Organismo teste: Ceriodaphnia silvestrii Data início: 15/05/02 Data térmio: 17/05/03
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH
Cond
(µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
12/5/2003 7,42 148 44
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 7,85 157
0,11 0 1 0 1 7,83 182
0,22 2 2 1 5 7,78 194
0,44 3 3 3 9 7,78 259
0,88 4 4 4 12 7,8 298
1,76 5 5 5 15 7,72 405
CE(I)50 48h = Sensibilidade (NaCl) 1,89
IC 95% = IC 95% 1,78 - 2,02
Amostra: Nova Avanhandava Período: Novembro - 2002
Organismo teste: Ceriodaphnia dubia Data início: 15/05/03 Data térmio: 17/05/03
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
12/5/2003 7,42 148 44
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 7,72 149
0,11 0 2 2 4 7,79 170
0,22 2 3 3 8 7,78 206
0,44 4 4 4 12 7,62 250
0,88 5 5 5 15 7,68 344
1,76 5 5 5 15 7,58 466
CE(I)50 48h = 0,20 Sensibilidade (NaCl) 1,66
IC 95% = 0,13 - 0,31 IC 95% 1,52 - 1,82
375
Apêndice 9. Resultados dos testes com microcrustáceos com extratos algais liofilizados dos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o mês de fevereiro de 2003.
Amostra: Barra Bonita Período: Fevereiro - 2003
Organismo teste: Daphnia similis Data início: 05/06/03 Data térmio: 07/06/03
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
12/06/03 7,6 143 44
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 7,2 144
0,11 0 0 0 0 7,72 151
0,22 0 0 0 0 7,66 157
0,44 4 4 2 10 7,74 172
0,88 5 5 5 15 7,72 188
1,76 5 5 5 15 7,58 229
CE(I)50 48h = 0,39 Sensibilidade (K
2
Cr
2
O
7
) 0,04
IC 95% = 0,33 - 0,46 IC 95% 0,03 - 0,05
Amostra: Barra Bonita Período: Fevereiro - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia silvestrii Data início: 14/06/03 Data térmio: 16/06/03
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
12/06/03 7,63 169 46
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 7,6 169
0,11 0 0 0 0 7,86 183
0,22 0 0 0 0 7,88 197
0,44 2 2 2 6 7,68 237
0,88 5 5 5 15 7,77 269
1,76 5 5 5 15 7,72 277
CE(I)50 48h = 0,47 Sensibilidade (NaCl) 1,64
IC 95% = 0,40 -0,56 IC 95% 1,52 - 1,82
Amostra: Barra Bonita Período: Fevereiro - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia dubia Data início: 10/06/03 Data térmio: 12/06/03
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
08/06/03 7,68 166 44
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 7,72 144
0,11 0 0 0 0 7,75 175
0,22 0 0 0 0 7,6 186
0,44 0 0 3 3 7,63 204
0,88 5 5 5 15 7,58 247
1,76 5 5 5 15 7,37 297
CE(I)50 48h = 0,54 Sensibilidade (NaCl) 1,67
IC 95% = 0,47 - 0,63 IC 95% 1,53 - 1,81
376
Amostra: Bariri Período: Fevereiro - 2003
Organismo teste: Daphnia similis Data início: 05/06/03 Data térmio: 07/06/03
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
03/06/03 7,6 143 44
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 7,72 144
0,11 0 0 0 0 7,74 151
0,22 1 1 1 3 7,75 167
0,44 2 4 1 7 7,74 190
0,88 5 5 5 15 7,19 230
1,76 5 5 5 15 727 349
CE(I)50 48h = 0,19 Sensibilidade (K
2
Cr
2
O
7
) 0,04
IC 95% = 0,15 - 0,25 IC 95% 0,03 - 0,05
Amostra: Bariri Período: Fevereiro - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia silvestrii Data início: 14/06/03 Data térmio: 16/06/03
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
12/06/03 7,63 169 46
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 7,6 169
0,11 0 0 0 0 7,84 185
0,22 0 0 0 0 7,82 197
0,44 0 0 3 3 7,74 214
0,88 4 5 4 13 7,73 202
1,76 5 5 5 15 7,54 255
CE(I)50 48h = 0,3 Sensibilidade (NaCl) 1,64
IC 95% = 0,25 - 0,36 IC 95% 1,52 - 1,82
Amostra: Bariri Período: Fevereiro - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia dubia Data início: 13/05/03 Data térmio: 15/05/03
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
08/06/03 7,68 166 44
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 7,72 144
0,11 0 0 0 0 7,55 170
0,22 0 1 1 2 7,45 179
0,44 3 1 3 7 7,52 200
0,88 5 5 5 15 7,27 232
1,76 5 5 5 15 7,31 393
CE(I)50 48h = 0,2 Sensibilidade (NaCl) 1,67
IC 95% = 0,16 - 0,25 IC 95% 1,53 - 1,81
377
Amostra: Ibitinga Período: Fevereiro - 2003
Organismo teste: Daphnia similis Data início: 05/06/03 Data térmio: 07/06/03
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
04/06/03 7,6 143 44
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 7,76 148
0,11 0 0 0 0 7,71 175
0,22 2 3 3 8 7,68 194
0,44 5 5 4 14 7,56 236
0,88 5 5 5 15 7,44 268
1,76 5 5 5 15 7,3 358
CE(I)50 48h = 0,21 Sensibilidade (K
2
Cr
2
O
7
) 0,04
IC 95% = 0,18 - 0,26 IC 95% 0,03 - 0,05
Amostra: Ibitinga Período: Fevereiro - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia silvestrii Data início: 10/06/03 Data térmio: 12/06/03
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
08/06/03 7,63 169 46
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 7,88 173
0,11 0 0 0 0 7,8 186
0,22 0 0 0 4 7,8 191
0,44 1 3 0 15 7,84 207
0,88 5 5 5 15 7,74 243
1,76 5 5 5 15 7,75 302
CE(I)50 48h = 0,26 Sensibilidade (NaCl) 1,64
IC 95% = 0,22 - 0,30 IC 95% 1,52 - 1,82
Amostra: Ibitinga Período: Fevereiro - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia dubia Data início: 10/06/03 Data térmio: 12/06/03
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
08/06/03 7,68 166 44
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 7,72 169
0,11 0 0 0 0 7,8 182
0,22 0 0 3 3 7,77 204
0,44 5 5 5 15 7,58 236
0,88 5 5 5 15 7,53 307
1,76 5 5 5 15 7,28 405
CE(I)50 48h = 0,27 Sensibilidade (NaCl) 1,67
IC 95% = 0,23 - 0,31 IC 95% 1,53 - 1,81
378
Amostra: Promissão Período: Fevereiro - 2003
Organismo teste: Daphnia similis Data início: 05/06/03 Data térmio: 07/06/03
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
04/06/03 7,6 143 44
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 7,76 148
0,11 0 0 0 0 7,72 166
0,22 3 4 2 9 7,72 209
0,44 5 4 4 13 7,82 269
0,88 4 5 5 14 7,9 375
1,76 5 5 5 15 7,99 568
CE(I)50 48h = 0,23 Sensibilidade (K
2
Cr
2
O
7
) 0,04
IC 95% = 0,18 - 0,28 IC 95% 0,03 - 0,05
Amostra: Promissão Período: Fevereiro - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia
silvestrii Data início: 11/06/03
Data térmio:
13/06/03
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
08/06/03 7,6 158 46
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 7,75 158
0,11 0 0 0 0 7,83 208
0,22 0 0 0 0 7,94 214
0,44 0 0 0 0 7,95 255
0,88 0 0 4 4 8 329
1,76 5 5 4 14 8,06 398
CE(I)50 48h = 1,08 Sensibilidade (NaCl) 1,64
IC 95% = 0,89 - 1,32 IC 95% 1,52 - 1,82
Amostra: Promissão Período: Fevereiro - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia
dubia Data início: 10/06/03
Data térmio:
12/06/03
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
08/06/03 7,68 166 44
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 7,72 169
0,11 0 0 0 0 7,88 195
0,22 1 1 1 3 7,97 227
0,44 4 2 2 8 7,98 297
0,88 3 3 3 9 7,99 413
1,76 5 4 4 13 7,99 637
CE(I)50 48h = 0,52 Sensibilidade (NaCl) 1,67
IC 95% = 0,34 - 0,58 IC 95% 1,53 - 1,81
379
Amostra: Nova Avanhandava Período: Fevereiro - 2003
Organismo teste: Daphnia similis Data início: 05/06/03 Data térmio: 07/06/03
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
04/06/03 7,6 143 44
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 7,73 142
0,11 0 0 1 1 7,73 163
0,22 4 4 4 12 7,81 199
0,44 4 4 5 13 7,82 245
0,88 5 5 5 15 7,81 341
1,76 5 5 5 15 7,73 471
CE(I)50 48h = 0,2 Sensibilidade (K
2
Cr
2
O
7
) 0,04
IC 95% = 0,16 - 0,25 IC 95% 0,03 - 0,05
Amostra: Nova Avanhandava Período: Fevereiro - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia silvestrii Data início: 11/06/02 Data térmio: 13/06/03
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
09/06/03 7,6 158 46
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 7,75 158
0,11 1 1 0 2 7,89 211
0,22 4 1 2 7 7,94 236
0,44 5 5 4 14 7,93 289
0,88 5 5 5 15 7,91 403
1,76 5 5 5 15 7,83 480
CE(I)50 48h = 0,18 Sensibilidade (NaCl) 1,64
IC 95% = 0,13 - 0,26 IC 95% 1,52 - 1,82
Amostra: Nova Avanhandava Período: Fevereiro - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia dubia Data início: 10/06/03 Data térmio: 12/06/03
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
09/06/03 7,68 166 44
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 7,72 168
0,11 1 1 0 2 7,84 196
0,22 2 3 3 8 7,86 222
0,44 4 5 5 14 7,88 272
0,88 5 5 5 15 7,89 350
1,76 5 5 5 15 7,89 524
CE(I)50 48h = 0,2 Sensibilidade (NaCl) 1,67
IC 95% = 0,16 - 0,26 IC 95% 1,53 - 1,81
380
Apêndice 10. Resultados dos testes com microcrustáceos com extratos algais liofilizados dos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o mês de abril de 2003.
Amostra: Barra Bonita Período: Abril - 2003
Organismo teste: Daphnia similis Data início: 04/03/04 Data término: 06/03/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
03/03/04 7,56 171 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,73 168
0,11 0 0 0 0 0 7,72 192
0,22 0 0 0 1 1 7,72 199
0,44 3 4 4 2 13 7,46 231
0,88 5 5 5 5 20 7,36 274
1,76 5 5 5 5 20 7,21 332
CE(I)50 48h = 0,4 Sensibilidade (K
2
Cr
2
O
7
) 0,05
IC 95% = 0,34 - 0,46 IC 95% 0,045 - 0,076
Amostra: Barra Bonita Período: Abril - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia silvestrii Data início: 04/03/04 Data término: 06/03/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
02/06/04 7,4 150 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,64 157
0,11 0 0 1 0 1 7,59 166
0,22 0 0 1 1 2 7,58 181
0,44 4 4 4 4 16 7,62 202
0,88 4 5 5 4 18 7,63 250
1,76 5 5 5 5 20 7,23 319
CE(I)50 48h = 0,36 Sensibilidade (NaCl) 1,03
IC 95% = 0,30 - 0,43 IC 95% 0,86 - 1,22
Amostra: Barra Bonita Período: Abril - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia dubia Data início: 04/03/04 Data término: 06/03/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
02/06/04 7,4 150 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,71 158
0,11 0 0 0 0 0 7,7 171
0,22 0 0 0 0 0 7,58 185
0,44 3 2 2 2 9 7,58 213
0,88 4 5 5 5 19 7,56 256
1,76 5 5 5 5 20 7,24 324
CE(I)50 48h = 0,47 Sensibilidade (NaCl) 1,05
IC 95% = 0,40 - 0,56 IC 95% 0,84 - 1,2
381
Amostra: Bariri Período: Abril - 2003
Organismo teste: Daphnia similis Data início: 04/03/04 Data término: 06/03/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
03/06/04 7,56 171 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,72 184
0,11 0 0 0 0 0 7,72 198
0,22 0 0 0 0 0 7,72 221
0,44 1 1 2 1 5 7,71 265
0,88 5 5 5 5 20 7,38 322
1,76 5 5 5 5 20 7,24 173
CE(I)50 48h = 0,52 Sensibilidade (K
2
Cr
2
O
7
) 0,05
IC 95% = 0,46 - 0,60 IC 95% 0,045 - 0,076
Amostra: Bariri Período: Abril - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia silvestrii
Data início:
04/03/04 Data término: 06/03/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
)
Dureza (mg/l
CaCO
3
)
03/06/04 7,56 171 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,68 158
0,11 0 0 0 0 0 7,66 170
0,22 0 1 1 1 3 7,6 182
0,44 0 2 1 2 5 7,48 205
0,88 4 4 5 5 18 7,52 244
1,76 5 5 5 5 20 7,17 311
CE(I)50 48h = 0,51 Sensibilidade (NaCl) 1,03
IC 95% = 0,41 - 0,62 IC 95% 0,86 - 1,22
Amostra: Bariri Período: Abril - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia dubia Data início: 04/03/04 Data término: 06/03/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
02/06/04 7,4 150 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,71 157
0,11 0 0 0 0 0 7,66 169
0,22 0 0 0 0 0 7,63 181
0,44 0 0 0 0 0 7,52 203
0,88 3 3 3 3 12 7,52 238
1,76 5 5 5 5 20 7,22 306
CE(I)50 48h = 0,82 Sensibilidade (NaCl) 1,05
IC 95% = 0,71 - 0,96 IC 95% 0,84 - 1,2
382
Amostra: Ibitinga Período: Abril - 2003
Organismo teste: Daphnia similis Data início: 04/03/04 Data término: 06/03/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
03/06/04 7,56 171 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,5 167
0,11 0 0 0 0 0 7,56 177
0,22 0 0 0 0 0 7,46 192
0,44 1 1 0 1 3 7,43 212
0,88 5 5 5 5 20 7,45 254
1,76 5 5 5 5 20 7,16 313
CE(I)50 48h = 0,56 Sensibilidade (K
2
Cr
2
O
7
) 0,05
IC 95% = 0,50 - 0,63 IC 95% 0,045 - 0,076
Amostra: Ibitinga Período: Abril - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia silvestrii Data início: 06/03/04 Data término: 08/03/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
03/06/04 7,6 155 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,55 169
0,11 0 0 0 0 0 7,6 167
0,22 0 0 0 0 0 7,62 179
0,44 1 1 1 1 4 7,56 203
0,88 5 5 4 3 17 7,48 244
1,76 5 5 5 5 20 7,28 316
CE(I)50 48h = 0,6 Sensibilidade (NaCl) 1,03
IC 95% = 0,51 - 0,71 IC 95% 0,86 - 1,22
Amostra: Ibitinga Período: Abril - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia dubia Data início: 04/03/04 Data término: 06/03/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
02/06/04 7,4 150 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,72 152
0,11 0 0 0 0 0 7,73 164
0,22 0 0 0 0 0 7,76 178
0,44 0 0 0 1 1 7,58 199
0,88 3 5 5 5 18 7,58 233
1,76 5 5 5 5 20 7,34 297
CE(I)50 48h = 0,51 Sensibilidade (NaCl) 1,05
IC 95% = 0,42 - 0,61 IC 95% 0,84 - 1,2
383
Amostra: Promissão Período: Abril - 2003
Organismo teste: Daphnia similis Data início: 06/03/04 Data término: 08/03/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
03/03/04 7,6 172 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,59 151
0,11 0 0 0 0 0 7,48 176
0,22 0 0 0 0 0 7,42 183
0,44 3 2 2 2 9 7,38 193
0,88 4 5 5 5 19 7,24 219
1,76 5 5 5 5 20 7,16 263
CE(I)50 48h = 0,47 Sensibilidade (K
2
Cr
2
O
7
) 0,05
IC 95% = 0,40 - 0,56 IC 95% 0,045 - 0,076
Amostra: Promissão Período: Abril - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia silvestrii Data início: 06/03/04 Data término: 08/03/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
04/03/04 7,6 155 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,62 155
0,11 0 0 0 0 0 7,52 159
0,22 0 0 0 0 0 7,48 164
0,44 2 3 3 3 11 7,35 176
0,88 5 5 5 5 20 7,34 202
1,76 5 5 5 5 20 7,25 250
CE(I)50 48h = 0,43 Sensibilidade (NaCl) 1,03
IC 95% = 0,36 - 0,50 IC 95% 0,86 - 1,22
Amostra: Promissão Período: Abril - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia dubia Data início: 06/03/04 Data término: 08/03/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
04/03/04 7,6 155 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,6 153
0,11 0 0 0 0 0 7,56 160
0,22 0 0 0 0 0 7,53 165
0,44 0 0 0 0 0 7,46 178
0,88 4 5 5 4 18 7,34 205
1,76 5 5 5 5 20 7,33 258
CE(I)50 48h = 0,67 Sensibilidade (NaCl) 1,02
IC 95% = 0,61 - 0,73 IC 95% 0,84 - 1,20
384
Amostra: Nova Avanhandava Período: Abril - 2003
Organismo teste: Daphnia similis Data início: 13/04/04 Data término: 15/04/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
10/04/04 7,5 164 46
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,71 169
0,11 0 1 0 0 1 7,72 188
0,22 1 1 0 0 2 7,74 210
0,44 1 0 1 1 3 7,8 256
0,88 2 2 0 1 5 7,74 342
1,76 4 4 3 4 15 7,64 512
CE(I)50 48h = 1,32 Sensibilidade (K
2
Cr
2
O
7
) 0,05
IC 95% = 1,13 - 1,55 IC 95% 0,045 - 0,076
Amostra: Nova Avanhandava Período: Abril - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia silvestrii Data início: 13/04/04 Data término: 15/04/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
11/04/04 7,53 172 46
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,83 176
0,11 0 0 0 0 0 7,85 199
0,22 0 0 0 0 0 7,83 224
0,44 1 0 0 0 1 7,82 271
0,88 1 1 1 4 7 7,82 361
1,76 3 4 4 4 15 7,75 530
CE(I)50 48h = 1,13 Sensibilidade (NaCl) 1,2
IC 95% = 0,77 - 1,67 IC 95% 1,12 - 1,29
Amostra:Nova Avanhandava Período: Abril - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia dubia Data início: 14/04/04 Data término: 16/04/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
11/04/04 7,5 164 46
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,81 175
0,11 0 0 0 0 0 7,82 197
0,22 0 0 0 0 0 7,83 218
0,44 0 0 0 0 0 7,78 262
0,88 2 4 3 5 14 7,72 344
1,76 5 5 5 4 19 7,6 512
CE(I)50 48h = 0,77 Sensibilidade (NaCl) 1,2
IC 95% = 0,65 - 0,90 IC 95% 1,12 - 1,29
385
Amostra: Três Irmãos Período: Abril - 2003
Organismo teste: Daphnia similis Data início: 13/04/04 Data término: 15/04/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
10/04/04 7,5 164 46
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,72 169
0,11 0 0 0 0 0 7,74 182
0,22 0 0 0 0 0 7,74 198
0,44 0 0 0 0 0 7,71 228
0,88 0 0 0 0 0 7,68 289
1,76 5 4 5 3 17 7,49 397
CE(I)50 48h = 1,32 Sensibilidade (K
2
Cr
2
O
7
) 0,05
IC 95% = 1,23 - 1,43 IC 95% 0,045 - 0,076
Amostra: Três Irmãos Período: Abril - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia silvestrii Data início: 09/03/04 Data término: 11/03/07
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
03/06/04 7,5 152 46
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,6 160
0,11 0 0 0 0 0 7,6 175
0,22 0 0 0 0 0 7,55 190
0,44 0 0 0 0 0 7,46 225
0,88 0 2 1 1 4 7,42 277
1,76 5 5 5 5 20 7,41 386
CE(I)50 48h = 1,08 Sensibilidade (NaCl) 1,03
IC 95% = 0,96 - 1,23 IC 95% 0,86 - 1,22
Amostra: Três Irmãos Período: Abril - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia dubia Data início: 13/04/04 Data término: 15/04/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
11/04/04 7,5 165 46
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,76 175
0,11 0 0 0 0 0 7,76 189
0,22 0 0 0 0 0 7,75 204
0,44 5 2 4 0 11 7,72 232
0,88 4 4 4 5 17 7,66 291
1,76 4 5 5 5 19 7,49 394
CE(I)50 48h = 0,47 Sensibilidade (NaCl) 1,2
IC 95% = 0,38 - 0,58 IC 95% 1,12 - 1,29
386
Apêndice 11. Resultados dos testes com microcrustáceos com extratos algais liofilizados dos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o mês de junho de 2003.
Amostra: Barra Bonita Período: Junho - 2003
Organismo teste: Daphnia similis Data início: 10/03/04 Data término: 12/03/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
08/03/04 7,52 160 44
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,62 162
0,11 0 0 0 0 0 7,66 191
0,22 5 3 2 3 13 7,68 217
0,44 2 3 5 5 15 7,68 269
0,88 4 5 3 4 16 7,65 373
1,76 5 5 5 5 20 7,74 554
CE(I)50 48h = 0,27 Sensibilidade (K
2
Cr
2
O
7
) 0,05
IC 95% = 0,21 - 0,34 IC 95% 0,045 - 0,076
Amostra: Barra Bonita Período: Junho - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia silvestrii Data início: 23/03/04 Data término: 25/03/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
20/03/04 7,28 168 46
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,76 174
0,11 0 0 0 0 0 7,77 200
0,22 1 1 1 1 4 7,8 231
0,44 1 1 1 2 5 7,86 281
0,88 5 4 3 5 17 7,78 376
1,76 5 5 5 5 20 7,57 526
CE(I)50 48h = 0,51 Sensibilidade (NaCl) 1,03
IC 95% = 0,41 - 0,63 IC 95% 0,86 - 1,22
Amostra: Barra Bonita Período: Junho - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia dubia Data início: 27/03/04 Data término: 29/03/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
24/03/04 7,48 170 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,59 174
0,11 0 0 0 0 0 7,73 197
0,22 0 0 0 0 0 7,75 221
0,44 0 0 1 1 2 7,75 273
0,88 1 1 1 0 3 7,68 363
1,76 5 3 3 5 16 7,51 509
CE(I)50 48h = 1,2 Sensibilidade (NaCl) 1,02
IC 95% = 1,05 - 1,45 IC 95% 0,84 - 1,20
387
Amostra: Bariri Período: Junho - 2003
Organismo teste: Daphnia similis Data início: 10/03/04 Data término: 12/03/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
08/03/04 7,52 160 44
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,65 161
0,11 0 2 0 0 2 7,59 181
0,22 4 1 2 2 9 7,55 202
0,44 4 4 3 5 16 7,45 237
0,88 5 5 4 5 19 7,49 295
1,76 5 5 5 5 20 7,27 410
CE(I)50 48h = 0,27 Sensibilidade (K
2
Cr
2
O
7
) 0,05
IC 95% = 0,22 - 0,33 IC 95% 0,045 - 0,076
Amostra: Bariri Período: Junho - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia silvestrii Data início: 23/03/04 Data término: 25/03/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
20/03/04 7,28 168 46
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,65 170
0,11 0 0 0 0 0 7,62 189
0,22 0 0 0 0 0 7,63 208
0,44 2 1 3 2 8 7,58 242
0,88 4 5 4 5 18 7,34 284
1,76 5 5 5 5 20 7,17 386
CE(I)50 48h = 0,51 Sensibilidade (NaCl) 1,03
IC 95% = 0,42 - 0,60 IC 95% 0,86 - 1,22
Amostra: Bariri Período: Junho - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia dubia Data início: 27/03/04 Data término: 29/03/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
24/03/04 7,48 170 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,65 172
0,11 0 0 0 0 0 7,63 190
0,22 0 0 0 0 0 7,6 208
0,44 0 1 1 1 3 7,55 241
0,88 3 4 4 5 16 7,29 294
1,76 5 5 5 5 20 7,18 387
CE(I)50 48h = 0,64 Sensibilidade (NaCl) 1,02
IC 95% = 0,55 - 0,76 IC 95% 0,84 - 1,20
388
Amostra: Ibitinga Período: Junho - 2002
Organismo teste: Daphnia similis Data início: 10/03/04 Data término: 12/03/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
08/03/04 7,52 160 44
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,59 165
0,11 3 0 2 1 6 7,65 182
0,22 1 3 3 3 10 7,6 203
0,44 5 5 5 5 20 7,48 234
0,88 5 5 5 5 20 7,6 297
1,76 5 5 5 5 20 7,42 387
CE(I)50 48h = 0,22 Sensibilidade (K
2
Cr
2
O
7
) 0,05
IC 95% = 0,19 - 0,26 IC 95% 0,045 - 0,076
Amostra: Ibitinga Período: Junho - 2002
Organismo teste: Ceriodaphnia silvestrii Data início: 23/03/04 Data término: 25/03/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
20/03/04 7,28 168 46
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,72 174
0,11 0 0 0 0 0 7,73 189
0,22 0 0 0 0 0 7,78 204
0,44 4 2 3 1 10 7,68 234
0,88 4 4 5 4 17 7,65 288
1,76 5 5 5 5 20 7,45 380
CE(I)50 48h = 0,49 Sensibilidade (NaCl) 1,03
IC 95% = 0,40 - 0,59 IC 95% 0,86 - 1,22
Amostra: Ibitinga Período: Junho - 2002
Organismo teste: Ceriodaphnia dubia Data início: 27/03/04 Data término: 29/03/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
24/03/04 7,48 170 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,66 171
0,11 0 0 0 0 0 7,66 189
0,22 0 0 0 0 0 7,66 205
0,44 0 0 0 0 0 7,6 237
0,88 4 4 5 5 18 7,6 287
1,76 5 5 5 5 20 7,35 384
CE(I)50 48h = 0,67 Sensibilidade (NaCl) 1,02
IC 95% = 0,61 - 0,73 IC 95% 0,84 - 1,20
389
Amostra: Promissão Período: Junho - 2003
Organismo teste: Daphnia similis Data início: 25/03/04 Data término: 27/03/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
22/03/04 7,6 149 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,44 152
0,11 0 0 0 0 0 7,48 163
0,22 0 0 0 0 0 7,43 175
0,44 4 3 3 1 11 7,26 196
0,88 3 5 5 5 18 7,08 237
1,76 5 5 5 5 20 6,91 304
CE(I)50 48h = 0,46 Sensibilidade (K
2
Cr
2
O
7
) 0,05
IC 95% = 0,38 - 0,55 IC 95% 0,045 - 0,076
Amostra: Promissão Período: Junho - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia silvestrii Data início: 27/03/04 Data término: 29/03/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
20/03/04 7,48 170 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,69 173
0,11 0 0 0 0 0 7,62 184
0,22 0 0 0 0 0 7,56 195
0,44 0 0 1 0 1 7,52 223
0,88 3 4 2 3 12 7,47 275
1,76 5 5 5 5 20 7,27 355
CE(I)50 48h = 0,79 Sensibilidade (NaCl) 1,03
IC 95% = 0,67 - 0,94 IC 95% 0,86 - 1,22
Amostra: Promissão Período: Junho - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia dubia Data início: 27/03/04 Data término: 29/03/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
20/03/04 7,48 170 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,51 181
0,11 0 0 0 0 0 7,55 185
0,22 0 0 0 0 0 7,5 195
0,44 0 0 0 0 0 7,4 216
0,88 1 1 1 0 3 7,33 265
1,76 5 5 5 5 20 7,08 341
CE(I)50 48h = 1,12 Sensibilidade (NaCl) 1,02
IC 95% = 1,00 - 1,25 IC 95% 0,84 - 1,20
390
Amostra: Nova Avanhandava Período: Junho - 2002
Organismo teste: Daphnia similis Data início: 25/03/04 Data término: 27/03/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
22/03/04 7,6 149 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,46 151
0,11 0 0 0 0 0 7,45 177
0,22 1 1 0 1 3 7,42 207
0,44 3 4 4 4 15 7,46 260
0,88 5 5 5 5 20 7,38 365
1,76 5 5 5 5 20 7,31 548
CE(I)50 48h = 0,33 Sensibilidade (K
2
Cr
2
O
7
) 0,05
IC 95% = 0,28 - 0,40 IC 95% 0,045 - 0,076
Amostra: Nova Avanhandava Período: Junho - 2002
Organismo teste: Ceriodaphnia silvestrii Data início: 27/03/04 Data término: 29/03/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
20/03/04 7,48 170 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,67 171
0,11 0 0 0 0 0 7,62 201
0,22 0 0 0 0 0 7,6 230
0,44 0 0 0 0 0 7,58 283
0,88 3 4 2 3 12 7,54 377
1,76 4 5 5 5 19 7,42 561
CE(I)50 48h = 0,83 Sensibilidade (NaCl) 1,03
IC 95% = 0,70 - 0,99 IC 95% 0,86 - 1,22
Amostra: Nova Avanhandava Período: Junho - 2002
Organismo teste: Ceriodaphnia dubia Data início: 27/03/04 Data término: 29/03/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
20/03/04 7,48 170 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,66 179
0,11 0 0 0 0 0 7,72 209
0,22 0 0 0 0 0 7,71 234
0,44 0 0 0 1 1 7,71 287
0,88 5 3 5 5 18 7,74 387
1,76 5 5 5 5 20 7,54 574
CE(I)50 48h = 0,64 Sensibilidade (NaCl) 1,02
IC 95% = 0,57 - 0,72 IC 95% 0,84 - 1,20
391
Amostra: Três Irmãos Período: Junho - 2003
Organismo teste: Daphnia similis Data início: 25/03/04 Data término: 27/03/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH
Cond
(µS/cm
2
)
Dureza (mg/l CaCO
3
)
22/03/04 7,6 149 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,63 155
1,5 0 0 0 0 0 7,6 158
3 0 0 0 0 0 7,59 163
9 0 0 0 0 0 7,56 174
15 1 0 0 0 1 7,53 194
20 1 0 1 0 2 7,48 239
CE(I)50 48h = 0 Sensibilidade (K
2
Cr
2
O
7
) 0,05
IC 95% = IC 95% 0,045 - 0,076
Amostra: Três Irmãos Período: Junho - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia silvestrii Data início: 27/03/04 Data término: 29/03/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH
Cond
(µS/cm
2
)
Dureza (mg/l
CaCO
3
)
20/03/04 7,48 170 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,65 172
1,5 0 0 0 0 0 7,62 176
3 0 0 0 0 0 7,62 182
9 0 0 0 0 0 7,62 190
15 0 0 0 0 0 7,62 209
20 0 1 0 1 2 7,56 242
CE(I)50 48h = 0 Sensibilidade (NaCl) 1,03
IC 95% = IC 95% 0,86 - 1,22
392
Apêndice 12. Resultados dos testes com microcrustáceos com extratos algais liofilizados dos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o mês de agosto de 2003.
Amostra: Barra Bonita Período: Agosto - 2002
Organismo teste: Daphnia similis Data início: 30/03/04 Data término: 02/03/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
22/03/04 7,22 155 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,71 159
0,11 0 0 0 0 0 7,7 176
0,22 0 0 0 0 0 7,72 197
0,44 0 0 0 1 1 7,82 234
0,88 4 3 4 2 13 7,76 307
1,76 4 5 5 5 19 7,68 436
CE(I)50 48h = 0,78 Sensibilidade (K
2
Cr
2
O
7
) 0,06
IC 95% = 0,66 - 0,93 IC 95% 0,04 - 0,05
Amostra: Barra Bonita Período: Agosto - 2002
Organismo teste: Ceriodaphnia silvestrii Data início: 14/04/04 Data término: 16/04/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
12/03/04 7,25 191 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,58 195
0,11 0 1 0 0 1 7,64 214
0,22 1 0 0 0 1 7,66 240
0,44 1 0 0 0 1 7,64 278
0,88 2 2 2 2 8 7,82 343
1,76 3 4 2 3 12 7,63 466
CE(I)50 48h = 1,07 Sensibilidade (NaCl) 1,23
IC 95% = 0,73 - 1,57 IC 95% 1,14 -1,30
Amostra: Barra Bonita Período: Agosto - 2002
Organismo teste: Ceriodaphnia dubia Data início: 15/04/04 Data término: 17/04/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
12/03/04 7,46 191 44
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,71 157
0,11 0 0 0 0 0 7,72 176
0,22 0 0 0 0 0 7,76 197
0,44 0 0 0 2 2 7,71 238
0,88 1 0 1 1 3 7,71 307
1,76 4 5 5 5 19 7,62 433
CE(I)50 48h = 1,12 Sensibilidade (NaCl) 1,19
IC 95% = 0,96 - 1,31 IC 95% 1,11 -1,27
393
Amostra: Bariri Período: Agosto - 2003
Organismo teste: Daphnia similis Data início: 30/03/04 Data término: 02/03/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
22/03/04 7,22 155 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,73 158
0,11 0 0 0 0 0 7,76 186
0,22 0 0 0 0 0 7,78 221
0,44 0 0 0 0 0 7,75 280
0,88 2 3 4 3 12 7,92 389
1,76 5 5 5 5 20 7,75 585
CE(I)50 48h = 0,82 Sensibilidade (K
2
Cr
2
O
7
) 0,05
IC 95% = 0,71 - 0,96 IC 95% 0,045 - 0,076
Amostra: Bariri Período: Agosto - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia silvestrii Data início: 14/04/04 Data término: 16/04/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
12/03/04 7,25 191 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,63 194
0,11 0 0 0 0 0 7,7 232
0,22 0 1 0 0 1 7,75 266
0,44 1 1 0 1 3 7,67 332
0,88 2 2 2 1 7 7,85 439
1,76 5 5 3 5 18 7,59 648
CE(I)50 48h = 0,97 Sensibilidade (NaCl) 1,2
IC 95% = 0,77 - 1,22 IC 95% 1,12 -1,29
Amostra: Bariri Período: Agosto - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia dubia Data início: 15/04/04 Data término: 17/04/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
12/03/04 7,46 191 44
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,71 158
0,11 0 0 0 0 0 7,81 227
0,22 0 0 0 0 0 7,92 256
0,44 0 0 0 0 0 7,98 310
0,88 0 1 0 0 1 7,89 398
1,76 3 3 5 5 16 7,71 588
CE(I)50 48h = 1,33 Sensibilidade (NaCl) 1,19
IC 95% = 1,20 - 1,48 IC 95% 1,11 -1,27
394
Amostra: Ibitinga Período: Agosto - 2003
Organismo teste: Daphnia similis Data início: 30/03/04 Data término: 02/03/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
22/03/04 7,22 155 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,74 158
0,11 0 0 0 0 0 7,75 181
0,22 0 0 0 0 0 7,78 200
0,44 0 0 1 0 1 7,72 243
0,88 2 5 2 2 11 7,62 324
1,76 5 5 5 5 20 7,62 459
CE(I)50 48h = 0,82 Sensibilidade (K
2
Cr
2
O
7
) 0,04
IC 95% = 0,69 - 0,97 IC 95% 0,045 - 0,076
Amostra: Ibitinga Período: Agosto - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia silvestrii Data início: 14/04/04 Data término: 16/04/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
12/04/04 7,25 191 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,69 204
0,11 2 2 1 1 6 7,66 214
0,22 2 1 2 0 5 7,68 229
0,44 3 2 1 2 8 7,64 250
0,88 3 5 2 3 13 7,66 301
1,76 3 3 4 5 15 7,75 389
CE(I)50 48h = 0,58 Sensibilidade (NaCl) 1,2
IC 95% = 0,36 - 0,92 IC 95% 1,12 -1,29
Amostra: Ibitinga Período: Agosto - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia dubia Data início: 17/04/04 Data término: 19/04/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
15/04/04 7,46 181 46
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,67 186
0,11 0 0 0 0 0 7,72 199
0,22 0 0 0 0 0 7,76 213
0,44 1 0 1 0 2 7,79 243
0,88 5 3 5 0 13 7,75 294
1,76 5 5 5 5 20 7,86 387
CE(I)50 48h = 0,74 Sensibilidade (NaCl) 1,18
IC 95% = 0,62 - 0,88 IC 95% 1,10 -1,25
395
Apêndice 13. Resultados dos testes com microcrustáceos com extratos algais liofilizados dos
reservatórios do Médio e Baixo rio Tietê durante o mês de outubro de 2003.
Amostra: Barra Bonita Período: Outubro - 2003
Organismo teste: Daphnia similis Data início: 01/04/04 Data término: 03/04/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
08/04/04 7,6 156 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,68 156
0,11 0 0 0 0 0 7,67 186
0,22 0 0 0 0 0 7,71 214
0,44 0 2 1 2 5 7,81 274
0,88 4 5 4 3 16 7,84 387
1,76 5 5 5 5 20 7,52 599
CE(I)50 48h = 0,6 Sensibilidade (K
2
Cr
2
O
7
) 0,04
IC 95% = 0,50 - 0,72 IC 95% 0,04 - 0,05
Amostra: Barra Bonita Período: Outubro - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia silvestrii Data início: 06/04/04 Data término: 08/04/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
)
Dureza (mg/l
CaCO
3
)
02/04/04 7,79 168 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,66 171
0,11 0 0 0 0 0 7,75 202
0,22 0 0 0 0 0 7,77 234
0,44 0 1 1 3 5 7,78 290
0,88 4 5 4 3 16 7,61 403
1,76 5 5 5 5 20 7,52 585
CE(I)50 48h = 0,6 Sensibilidade (NaCl) 1,2
IC 95% = 0,50 - 0,72 IC 95% 0,12 - 1,29
Amostra: Barra Bonita Período: Outubro - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia dubia Data início: 03/04/04 Data término: 05/04/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
02/04/04 7,66 166 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,58 167
0,11 0 0 0 0 0 7,7 198
0,22 0 0 0 0 0 7,71 228
0,44 3 3 3 5 14 7,75 284
0,88 5 5 5 3 18 7,59 407
1,76 5 5 5 5 20 7,47 591
CE(I)50 48h = 0,41 Sensibilidade (NaCl) 1,18
IC 95% = 0,35 - 0,49 IC 95% 1,10 -1,25
396
Amostra: Bariri Período: Outubro - 2003
Organismo teste: Daphnia similis Data início: 01/04/04 Data término: 03/04/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
08/04/04 7,6 156 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,68 158
0,11 0 0 0 0 0 7,8 198
0,22 0 1 2 1 4 7,78 235
0,44 3 4 5 3 15 7,89 309
0,88 5 5 4 5 19 7,91 440
1,76 5 5 5 5 20 7,66 683
CE(I)50 48h = 0,33 Sensibilidade (K
2
Cr
2
O
7
) 0,04
IC 95% = 0,27 - 0,41 IC 95% 0,04 - 0,05
Amostra: Bariri Período: Outubro - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia silvestrii Data início: 06/04/04 Data término: 08/04/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
08/04/04 7,79 168 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,65 172
0,11 0 0 0 0 0 7,78 210
0,22 0 0 0 0 0 7,88 250
0,44 0 2 0 0 2 7,86 324
0,88 3 2 3 2 10 7,75 468
1,76 5 5 5 5 20 7,78 692
CE(I)50 48h = 0,82 Sensibilidade (NaCl) 1,2
IC 95% = 0,69 - 0,98 IC 95% 0,12 - 1,29
Amostra: Bariri Período: Outubro - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia dubia Data início: 03/04/04 Data término: 05/04/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
02/04/04 7,66 166 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,74 168
0,11 0 0 0 0 0 7,76 205
0,22 0 0 0 0 0 7,84 239
0,44 0 0 0 0 0 7,82 307
0,88 4 4 2 3 13 7,69 443
1,76 4 3 5 5 17 7,55 667
CE(I)50 48h = 0,8 Sensibilidade (NaCl) 1,18
IC 95% = 0,64 - 1,01 IC 95% 1,10 -1,25
397
Amostra: Ibitinga Período: Outubro - 2003
Organismo teste: Daphnia similis Data início: 01/04/04 Data término: 03/04/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
08/04/04 7,6 156 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,63 160
0,11 0 0 0 0 0 7,65 183
0,22 2 5 4 2 13 7,69 205
0,44 5 5 5 5 20 7,62 251
0,88 5 5 5 5 20 7,55 339
1,76 5 5 5 5 20 7,28 465
CE(I)50 48h = 0,2 Sensibilidade (K
2
Cr
2
O
7
) 0,04
IC 95% = 0,17 - 0,23 IC 95% 0,04 - 0,05
Amostra: Ibitinga Período: Outubro - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia silvestrii Data início: 06/04/04 Data término: 08/04/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
02/04/04 7,79 168 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,71 174
0,11 0 0 0 0 0 7,69 200
0,22 0 0 0 0 0 7,63 222
0,44 0 0 0 1 1 7,68 262
0,88 5 5 5 4 19 7,59 343
1,76 5 5 5 5 20 7,44 495
CE(I)50 48h = 0,62 Sensibilidade (NaCl) 1,2
IC 95% = 0,57 - 0,68 IC 95% 0,12 - 1,29
Amostra: Ibitinga Período: Outubro - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia dubia Data início: 03/04/04 Data término: 05/04/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
02/04/04 7,66 166 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,74 171
0,11 0 0 0 0 0 7,71 192
0,22 0 0 0 0 0 7,71 215
0,44 0 0 0 1 1 7,67 259
0,88 5 3 5 2 15 7,53 340
1,76 5 5 5 5 20 7,49 503
CE(I)50 48h = 0,71 Sensibilidade (NaCl) 1,18
IC 95% = 0,62 - 0,83 IC 95% 1,10 -1,25
398
Amostra: Promissão Período: Outubro - 2003
Organismo teste: Daphnia similis Data início: 01/04/04 Data término: 03/04/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
08/04/04 7,6 156 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,68 159
0,11 0 0 0 0 0 7,68 175
0,22 0 0 0 0 0 7,67 191
0,44 0 1 0 0 1 7,66 223
0,88 3 2 3 1 9 7,63 284
1,76 5 5 5 4 19 7,36 300
CE(I)50 48h = 0,91 Sensibilidade (K
2
Cr
2
O
7
) 0,04
IC 95% = 0,76 - 1,09 IC 95% 0,04 - 0,05
Amostra: Promissão Período: Outubro - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia silvestrii Data início: 07/04/04 Data término: 09/04/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
02/04/04 7,65 169 44
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,59 138
0,11 0 0 0 0 0 7,65 151
0,22 0 0 0 0 0 7,68 169
0,44 0 0 0 0 0 7,7 201
0,88 0 0 0 1 1 7,71 262
1,76 5 5 5 5 20 7,46 380
CE(I)50 48h = 1,2 Sensibilidade (NaCl) 1,2
IC 95% = 1,12 - 1,29 IC 95% 0,12 - 1,29
Amostra: Promissão Período: Outubro - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia dubia Data início: 05/04/04 Data término: 07/04/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
02/04/04 7,26 166 44
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,69 172
0,11 0 0 0 0 0 7,74 189
0,22 0 0 0 0 0 7,75 206
0,44 0 0 0 0 0 7,76 237
0,88 0 0 0 0 0 7,74 296
1,76 3 0 0 0 3 7,62 399
CE(I)50 48h = 0 Sensibilidade (NaCl) 1,18
IC 95% = IC 95% 1,10 -1,25
399
Amostra: Nova Avanhandava Período: Outubro - 2003
Organismo teste: Daphnia similis Data início: 01/04/04 Data término: 03/04/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
08/04/04 7,6 156 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,65 158
0,11 0 0 0 0 0 7,71 200
0,22 4 2 3 4 13 7,71 242
0,44 4 4 3 5 16 7,71 323
0,88 4 5 5 5 19 7,78 475
1,76 5 5 5 5 20 7,87 752
CE(I)50 48h = 0,24 Sensibilidade (K
2
Cr
2
O
7
) 0,04
IC 95% = 0,19 - 0,29 IC 95% 0,04 - 0,05
Amostra: Nova Avanhandava Período: Outubro - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia silvestrii Data início: 07/04/04 Data término: 09/04/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
02/04/04 7,65 169 44
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,59 137
0,11 0 0 0 0 0 7,71 179
0,22 3 1 2 1 7 7,77 216
0,44 2 2 2 3 9 7,84 298
0,88 2 2 3 3 10 7,95 454
1,76 5 5 5 5 20 7,87 739
CE(I)50 48h = 0,51 Sensibilidade (NaCl) 1,2
IC 95% = 0,39 - 0,66 IC 95% 0,12 - 1,29
Amostra: Nova Avanhandava Período: Outubro - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia dubia Data início: 05/04/04 Data término: 07/04/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
02/04/04 7,26 166 44
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,7 170
0,11 0 0 0 0 0 7,71 214
0,22 0 0 0 0 0 7,79 252
0,44 0 0 0 0 0 7,79 337
0,88 0 1 1 1 3 7,83 477
1,76 5 5 5 5 20 7,79 744
CE(I)50 48h = 1,12 Sensibilidade (NaCl) 1,18
IC 95% = 1,00 - 1,25 IC 95% 1,10 -1,25
400
Amostra: Três Irmãos Período: Outubro - 2003
Organismo teste: Daphnia similis Data início: 01/04/04 Data término: 03/04/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
08/04/04 7,6 156 48
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,64 159
0,11 1 1 1 0 3 7,74 198
0,22 3 5 4 2 14 7,76 237
0,44 5 4 4 3 16 7,83 318
0,88 4 4 5 4 17 7,83 455
1,76 5 5 5 5 20 7,68 722
CE(I)50 48h = 0,19 Sensibilidade (K
2
Cr
2
O
7
) 0,04
IC 95% = 0,14 - 0,25 IC 95% 0,04 - 0,05
Amostra: Três Irmãos Período: Outubro - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia silvestrii Data início: 07/04/04 Data término: 09/04/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
02/04/04 7,65 169 44
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,71 143
0,11 0 0 0 0 0 7,77 180
0,22 0 0 0 0 0 7,86 225
0,44 0 0 0 0 0 7,92 306
0,88 1 2 2 1 6 8,04 460
1,76 5 5 5 5 20 7,85 743
CE(I)50 48h = 1,01 Sensibilidade (NaCl) 1,2
IC 95% = 0,88 - 1,17 IC 95% 0,12 - 1,29
Amostra: Três Irmãos Período: Outubro - 2003
Organismo teste: Ceriodaphnia dubia Data início: 05/04/04 Data término: 07/04/04
Água de Cultivo ou Diluição
Lote pH Cond (µS/cm
2
) Dureza (mg/l CaCO
3
)
02/04/04 7,26 166 44
Concentrações Número de Organismos Imóveis Variáveis Finais
1 2 3 4 Total pH Cond (µS/cm2)
Controle 0 0 0 0 0 7,72 173
0,11 0 0 0 0 0 7,72 219
0,22 0 0 0 0 0 7,86 261
0,44 4 3 4 1 12 7,9 341
0,88 5 5 5 5 20 7,97 479
1,76 5 5 5 5 20 7,82 750
CE(I)50 48h = 0,41 Sensibilidade (NaCl) 1,18
IC 95% = 0,35 - 0,48 IC 95% 1,10 -1,25
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