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Universidade de São Paulo
Faculdade de Saúde Pública
Estudo da comunidade fitoplanctônica como
bioindicador de poluição em três reservatórios em
série do Parque Estadual das Fontes do Ipiranga
(PEFI), São Paulo, SP
Adriana Guidetti Dias Lopes
Dissertação apresentada ao Programa de Pós-
Graduação em Saúde Pública para obtenção do
título de Mestre em Saúde Pública.
Área de Concentração: Saúde Ambiental
Orientador: Prof. Dr. Aristides Almeida Rocha
São Paulo
2007
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Estudo da comunidade fitoplanctônica como
bioindicador de poluição em três reservatórios em
série do Parque Estadual das Fontes do Ipiranga
(PEFI), São Paulo, SP
Adriana Guidetti Dias Lopes
Dissertação apresentada ao Programa de Pós-
Graduação em Saúde Pública da Faculdade de
Saúde Pública da Universidade de São Paulo
para obtenção do título de Mestre em Saúde
Pública.
Área de Concentração: Saúde Ambiental
Orientador: Prof. Dr. Aristides Almeida Rocha
São Paulo
2007
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Autorizo, exclusivamente para fins acadêmicos e científicos, a reprodução total ou
parcial desta dissertação, por processos fotocopiadores.
Assinatura:
Data:
A minha querida família,
Ricardo, Solange, Cris, Sérgio e Ci
Pelos conselhos em todos os meus passos
Pelo apoio, compreensão e dedicação incondicional
Por serem meu porto seguro, minha base e meu espelho
Com todo o meu amor,
é a vocês que dedico este trabalho.
AGRADECIMENTOS
A Deus por me conceder a vida, ter me presenteado com uma
maravilhosa família e pela oportunidade de conhecer pessoas tão especiais durante o
meu mestrado.
Ao Dr. Aristides Almeida Rocha, Prof. da Faculdade de Saúde Pública da
USP, meu orientador, pela confiança depositada ao me aceitar como aluna. Muito
obrigada por ser um exemplo de profissionalismo e dedicação ao seu trabalho.
À Dra. Andréa Tucci, Pesquisadora Científica do Instituto de Botânica de
São Paulo, pela orientação, compreensão e amizade. Agradeço também pela ajuda
nas coletas, dedicação a suas estagiárias, sempre paciente e disposta a ensinar, a
ouvir todas as minhas dúvidas e permitir acesso ao seu acervo bibliográfico.
Obrigada por me apoiar e incentivar nos momentos em que eu estava mais perdida e
por ser esse exemplo profissional e pessoal que tanto admiro.
Ao Dr. José Luiz Negrão Mucci, Prof. da Faculdade de Saúde Pública da
USP, pelos ensinamentos em limnologia e no auxílio nos momentos cruciais da
pesquisa.
À Dra. Solange Martone Rocha pelas valiosas correções e sugestões na
melhoria deste trabalho, além da convivência e amizade.
À Dra. Célia Sant’Anna e Sílvia Melcher pelo apoio na identificação
taxonômica de microalgas.
Ao Instituto de Botânica de São Paulo por disponibilizar equipamentos
de campo, além da ajuda fundamental da “equipe da manutenção”, sempre atenciosa,
responsável por transportar o barco entre os reservatórios.
À Francisca Alzira dos Santos Peternella, biologista do Laboratório de
Microbiologia da Faculdade de Saúde Pública da USP, pelo apoio na execução das
análises microbiológicas e pela amizade e carinho. Seus conselhos estarão guardados
para sempre.
À Maria do Carmo de Oliveira Dória, técnica do Laboratório de Físico-
Química da Faculdade de Saúde Pública da USP, pelo auxílio nas análises físicas e
químicas, pelo convívio agradável, além da paciência em me ensinar e discutir cada
metodologia.
Ao Fabio Ricardo Matos Soares e à Cynthia Muniz pelo auxílio no
AutoCAD, com as cartas e medidas. Agradeço também pela amizade, pelos
conselhos, por me ouvir nos momentos de desespero e por toda a troca de
experiência.
Às amigas de mestrado: Ana Lúcia, Cynthia, Mariana, Renata e Teodosia
por dividir os momentos de angústias e alegrias. Nunca imaginaria conhecer pessoas
tão dedicadas e especiais como vocês.
Aos amigos estagiários da Faculdade de Saúde Pública: Ana Carolina,
Elisabeth, Flávio, Helder e Lícia pela imensa ajuda no laboratório, risadas, almoços e
momentos de descontração.
Às amigas estagiárias do Instituto de Botânica: Janara, Marisa e Raquel
por toda ajuda na coleta e identificação das algas. Obrigada pela amizade, conselhos
e pelo maravilhoso convívio.
À Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível Superior
(Capes) pela bolsa de estudo concedida.
Aos meus pais, Ricardo e Solange, por TUDO, não tenho palavras para
agradecer a dedicação incondicional que vocês têm. Obrigada por me auxiliarem nas
coletas e pelas viagens que fizemos até São Paulo. A minha irmãzinha Cristiane por
existir em minha vida, deixando-a muito mais feliz.
Ao meu marido Sérgio por todo o amor, paciência, respeito e
compreensão, principalmente na fase final do trabalho. A minha filha Cíntia cujo
sorriso e alegria me motivam a continuar batalhando.
A todos que contribuíram diretamente ou indiretamente para a realização
deste trabalho.
“O valor das coisas não está no tempo que
elas duram, mas na intensidade com que
acontecem. Por isso existem momentos
inesquecíveis, coisas inexplicáveis e pessoas
incomparáveis”.
Fernando Pessoa
RESUMO
Dias-Lopes AG. Estudo da comunidade fitoplanctônica como bioindicador de
poluição em três reservatórios em série do Parque Estadual das Fontes do
Ipiranga (PEFI), São Paulo, SP. São Paulo; 2007. [Dissertação de Mestrado –
Faculdade de Saúde Pública da USP].
Os três reservatórios rasos e em série localizam-se no Parque Estadual
das Fontes do Ipiranga (PEFI), região sudoeste do município de São Paulo, numa
unidade de conservação que abriga as nascentes do histórico riacho do Ipiranga. O
primeiro reservatório recebe água do Lago das Garças, um sistema artificial
eutrófico, onde já foram detectadas florações de cianobactérias potencialmente
tóxicas e com problemas ecológicos, sanitários e estéticos. Objetivo. Analisar a
variação sazonal da comunidade fitoplanctônica de três reservatórios rasos
subseqüentes a um lago hipereutrófico localizado no município de São Paulo/SP,
visando avaliar a qualidade da água durante o sistema em série. Material e Métodos.
As coletas foram realizadas trimensalmente durante o período de um ano
(outubro/2005 a julho/2006), em uma estação de amostragem em cada um dos três
reservatórios e a duas profundidades: superfície e fundo. Foram determinadas
variáveis morfométricas (área superficial, perímetro, comprimento máximo e
profundidade), climatológicas (temperatura do ar e precipitação), físicas e químicas
(temperatura da água, transparência, zona eufótica, pH, condutividade, turbidez,
oxigênio dissolvido, demanda bioquímica de oxigênio, fósforo total e ortofosfato,
nitrogênio total e amoniacal), biológicas (coliformes totais e termotolerantes,
clorofila-a, feofitina, composição florística, densidade total, biovolume, estimativa
do número de células e espécies descritoras) e aplicações de índices biológicos. Na
análise qualitativa foi empregada a rede de malha de 20 µm e identificação em
microscópio óptico binocular com câmara clara. Na análise quantitativa, foi utilizado
a garrafa coletora e método de sedimentação em câmara de volume definido e
contagem em microscópio invertido. A ordenação dos dados foi realizada por meio
da análise de componentes principais (ACP) e análise de correspondência canônica
(ACC). Resultados. Como conseqüência da floração de cianobactérias registradas
nos três reservatórios, foram identificados 125 táxons distribuídos em 12 classes. A
classe com maior representatividade foi Chlorophyceae com 38,8%, seguida por
Cyanobacteria (23,8%), Euglenophyceae (8,7%), Cryptophyceae (6,3%),
Zygnemaphyceae (5,5%), Bacillariophyceae (4,7%) e 11,1% para as demais classes
(Chrysophyceae, Coscinodiscophyceae, Dinophyceae, Xanthophyceae,
Craspedomonadophyceae e Fragilariophyceae). Os táxons que apresentaram 100%
de freqüência foram: Microcystis aeruginosa, Cylindrospermopsis raciborskii,
Planktothrix agardhii (Cyanobacteria). As espécies descritoras que podem ser
consideradas como bioindicadoras de poluição foram Cylindrospermopsis raciborskii
e Chroococcus minutus, que juntas contribuíram com 79,4% de toda densidade deste
estudo. Conclusões. A comunidade fitoplanctônica respondeu sazonalmente às
estações do ano, predominando a classe Cyanophyceae na primavera e a classe
Chlorophyceae nas demais estações e não houve melhoria na qualidade da água
durante a série.
Descritores: Reservatórios em série. Eutrofização. Florações de cianobactérias.
ABSTRACT
Dias-Lopes AG. Phytoplankton community’s study as bioindicator of pollution
in three cascading reservoir system in Parque Estadual das Fontes do Ipiranga
(PEFI), São Paulo, SP. São Paulo (BR); 2007. [Master's Thesis – Faculdade de
Saúde Pública da Universidade de São Paulo Brazil].
The three shallow cascading reservoir system are located in Parque
Estadual das Fontes do Ipiranga (PEFI) Biological Reserve in the southern of São
Paulo city where located headwater Ipiranga Stream. The first reservoir is linked to
Lago das Garças, a shallow and eutrophic environment, where have become frequent
blooms of Cyanobacteria that produce aggressive toxins which cause problems to
environment and public health. Objective. This study aimed to analyze the sazonal
variation of the phytoplankton community of three shallow cascading reservoir
system subsequent of a eutrophic lake and avaliated the water quality. Material and
Methods. Samples were collected quarterly during the period of one year
(October/2005 to July/2006), in the deepest part of the each lake, in two depths.
Morphometric variables (superficial area, perimeter, maximum length and depth),
climatic variables (air temperature and precipitation), physical and chemical
variables (water temperature, transparence of water, euphotic zone, pH, conductivity,
turbidity, dissolved oxygen, biochemical oxygen demand, nutrients), biological
variables (total and fecal coliforms, chlorophyll-a, pheopigments, species
composition, density, biovolume, cells number and descriptions species) were
determined. Qualitative samples were collected at the surface using planktonic net
(20 µm) and identificated using a binocular optic microscope. Quantitative samples
were obtained by collecting bottle and counting in inverted microscope. Multivariate
statistical analysis was applied to calculate the correlations between biological and
environmental data. Results. The phytoplankton community was composed of 125
taxons distributed in 12 classes: Chlorophyceae (38,8%) was the main class
regarding species richness and density, followed by the Cyanobacteria (23,8%),
Euglenophyceae (8,7%), Cryptophyceae (6,3%), Zygnemaphyceae (5,5%),
Bacillariophyceae (4,7%) and 11,1% for others classes (Chrysophyceae,
Coscinodiscophyceae, Dinophyceae, Xanthophyceae, Craspedomonadophyceae and
Fragilariophyceae). Taxons that had appeared during all study are: Microcystis
aeruginosa, Cylindrospermopsis raciborskii, Planktothrix agardhii (Cyanobacteria).
Cylindrospermopsis raciborskii and Chroococcus minutus are descriptions species
and they can be considered bioindicator of pollution because their density are
elevated (79,4% of total density). Conclusions. The phytoplankton community as
well as the environmental variables responded to the seasonality, predominance of
Cyanophyceae in spring and Chlorophyceae in others stations. It didn’t have
improvement in the quality of the water during the serie.
Descriptors: Cascading reservoir system. Eutrophication. Cyanobacterial blooms.
ÍNDICE
1..INTRODUÇÃO ....................................................................................................... 1
1.1
..Eutrofização e Saúde Pública............................................................................ 2
1.2
..Fitoplâncton como bioindicador de poluição .................................................... 5
1.3
..Esgoto doméstico e o grupo coliforme ............................................................. 6
1.4
..Revisão bibliográfica ........................................................................................ 7
2
..OBJETIVOS .......................................................................................................... 12
2.1
..Objetivo geral ................................................................................................. 12
2.2
..Objetivos específicos ...................................................................................... 12
3
..MATERIAL E MÉTODOS ................................................................................... 13
3.1
..Caracterização da área de estudo .................................................................... 13
3.2
..Periodicidade e amostragem ........................................................................... 17
3.3
..Variáveis analisadas ........................................................................................ 17
3.3.1
..Variáveis morfométricas .......................................................................... 17
3.3.2
..Variáveis climatológicas .......................................................................... 18
3.3.3
..Variáveis físicas e químicas ..................................................................... 18
3.3.4
..Variáveis biológicas ................................................................................. 20
3.3.5
..Índices biológicos .................................................................................... 23
3.4
..Índice de estado trófico ................................................................................... 25
3.5
..Análise estatística ........................................................................................... 26
4
..RESULTADOS ..................................................................................................... 28
4.1
..Variáveis morfométricas ................................................................................. 28
4.2
..Variáveis climatológicas ................................................................................. 29
4.3
..Variáveis físicas e químicas ............................................................................ 32
4.4
..Variáveis biológicas ........................................................................................ 46
4.5
..Índices biológicos ........................................................................................... 62
4.6
..Índice de estado trófico ................................................................................... 75
4.7
..Análise estatística ........................................................................................... 76
5
..DISCUSSÃO ......................................................................................................... 81
5.1
..Variáveis morfométricas ................................................................................. 81
5.2
..Variáveis climatológicas ................................................................................. 82
5.3..Variáveis físicas e químicas ............................................................................ 83
5.4
..Variáveis biológicas ........................................................................................ 90
5.5
..Índices biológicos ........................................................................................... 96
5.6
..Índice de estado trófico ................................................................................... 99
6
..CONCLUSÕES ................................................................................................... 101
7
..REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ................................................................ 103
ANEXOS
Anexo 1 – Aspectos gerais dos lagos amostrados ...............................................A1
LISTA DE FIGURAS
Figura 1. Lago das Garças, afluente de 3 reservatórios rasos artificiais. ................... 16
Figura 2. Valores de profundidade (m) nos 3 Lagos durante o período de estudo. ... 29
Figura 3. Valores de precipitação (mm) e temperatura média do ar (ºC) nos 3 Lagos
durante o período de estudo. ....................................................................... 31
Figura 4. Valores de temperatura do ar (ºC) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
.................................................................................................................... 32
Figura 5. Valores de temperatura da água (ºC) nos 3 Lagos durante o período de
estudo. ......................................................................................................... 33
Figura 6. Valores de transparência e zona eufótica(m) nos 3 Lagos durante o período
de estudo. .................................................................................................... 34
Figura 7. Valores de pH nos 3 Lagos durante o período de estudo. .......................... 36
Figura 8. Valores de condutividade (µS/cm) nos 3 Lagos durante o período de
estudo. ......................................................................................................... 37
Figura 9. Valores de turbidez (UNT) nos 3 Lagos durante o período de estudo. ...... 38
Figura 10. Valores de oxigênio dissolvido (mg/L) nos 3 Lagos durante o período de
estudo. ......................................................................................................... 39
Figura 11. Valores de demanda bioquímica de oxigênio (mg/L) nos 3 Lagos durante
o período de estudo. .................................................................................... 41
Figura 12. Valores das concentrações de fósforo total (mg/L) nos 3 Lagos durante o
período de estudo. ....................................................................................... 42
Figura 13. Valores das concentrações de ortofosfato (mg/L) nos 3 Lagos durante o
período de estudo. ....................................................................................... 43
Figura 14. Valores das concentrações de nitrogênio total (mg/L) nos 3 Lagos durante
o período de estudo. .................................................................................... 45
Figura 15. Valores das concentrações de nitrogênio amoniacal (mg/L) nos 3 Lagos
durante o período de estudo. ....................................................................... 46
Figura 16. Valores de coliformes totais e termotolerantes (NMP org/100mL) nos 3
Lagos durante o período de estudo. ............................................................ 47
Figura 17. Valores das concentrações de clorofila-a (
µg/L) nos 3 Lagos durante o
período de estudo. ....................................................................................... 49
Figura 18. Valores das concentrações de feofitina (
µg/L) nos 3 Lagos durante o
período de estudo. ....................................................................................... 50
Figura 19. Distribuição dos táxons (%) em função das classes nos 3 Lagos durante o
período de estudo. ....................................................................................... 51
Figura 20. Distribuição dos grupos (%) nos 3 Lagos durante o período de estudo. .. 52
Figura 21. Densidade total (org/mL) nos 3 Lagos durante o período de estudo. ....... 53
Figura 22. Biovolume total (mm
3
/L) nos 3 Lagos durante o período de estudo. ....... 54
Figura 23. Estimativa de células (cel/m/L) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
.................................................................................................................... 55
Figura 24. Densidade total (org/mL), biovolume (mm
3
/L) e estimativa de células
(cel/mL) pertencentes à classe Cyanobacteria no Lago 1 durante o período
de estudo. .................................................................................................... 58
Figura 25. Densidade total (org/mL), biovolume (mm
3
/L) e estimativa de células
(cel/mL) pertencentes à classe Cyanobacteria no Lago 2 durante o período
de estudo. .................................................................................................... 60
Figura 26. Densidade total (org/mL), biovolume (mm
3
/L) e estimativa de células
(cel/mL) pertencentes à classe Cyanobacteria no Lago 1 durante o período
de estudo. .................................................................................................... 61
Figura 27. Riqueza total nos 3 Lagos durante o período de estudo. .......................... 63
Figura 28. Diversidade (bits/ind) nos 3 Lagos durante o período de estudo. ............ 64
Figura 29. Equitabilidade (E’) nos 3 Lagos durante o período de estudo. ................ 66
Figura 30. Dominância (DS’) nos 3 Lagos durante o período de estudo. .................. 67
Figura 31. Ordenação biplot, pela ACP, das unidades amostrais (estações) e das
variáveis físicas e químicas analisadas. ...................................................... 78
Figura 32. Ordenação pela ACC das unidades amostrais, gerada a partir de nove
variáveis ambientais e onze variáveis biológicas. ...................................... 80
LISTA DE TABELAS
Tabela 1. Classificação do estado trófico para reservatórios. .................................... 26
Tabela 2. Valores de área superficial (m
2
), perímetro (m) e comprimento máximo
(m) nos 3 Lagos durante o período de estudo. ............................................ 28
Tabela 3. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação da
profundidade (m) nos 3 Lagos durante o período de estudo. ..................... 29
Tabela 4. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação da
precipitação (mm) nos 3 Lagos durante o período de estudo. .................... 30
Tabela 5. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação da
temperatura do ar (ºC) nos 3 Lagos durante o período de estudo. .............. 31
Tabela 6. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação da
temperatura da água (ºC) nos 3 Lagos durante o período de estudo. .......... 33
Tabela 7. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação da
transparência (m) nos 3 Lagos durante o período de estudo....................... 34
Tabela 8. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação da
zona eufótica (m) nos 3 Lagos durante o período de estudo. ..................... 34
Tabela 9. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação do
pH nos 3 Lagos durante o período de estudo. ............................................. 35
Tabela 10. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação
da condutividade (µS/cm) nos 3 Lagos durante o período de estudo. ........ 37
Tabela 11. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação
da turbidez (UNT) nos 3 Lagos durante o período de estudo. .................... 38
Tabela 12. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação
do oxigênio dissolvido (mg/L) nos 3 Lagos durante o período de estudo. . 39
Tabela 13. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação
da demanda bioquímica de oxigênio (mg/L) nos 3 Lagos durante o período
de estudo. .................................................................................................... 40
Tabela 14. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação
do fósforo total (mg/L) nos 3 Lagos durante o período de estudo. ............. 42
Tabela 15. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação
do ortofosfato (mg/L) nos 3 Lagos durante o período de estudo. ............... 43
Tabela 16. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação
do nitrogênio total (mg/L) nos 3 Lagos durante o período de estudo. ........ 44
Tabela 17. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação
do nitrogênio amoniacal (mg/L) nos 3 Lagos durante o período de estudo.46
Tabela 18. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação
dos coliformes totais e termotolerantes (NMP org/100mL) nos 3 Lagos
durante o período de estudo. ....................................................................... 47
Tabela 19. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação
da clorofila-a (
µg/L) nos 3 Lagos durante o período de estudo. ................. 48
Tabela 20. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação
da feofitina (
µg/L) nos 3 Lagos durante o período de estudo. .................... 50
Tabela 21. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação
da densidade total (org/mL) nos 3 Lagos durante o período de estudo. ..... 53
Tabela 22. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação
do biovolume (mm
3
/L) nos 3 Lagos durante o período de estudo. ............. 54
Tabela 23. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação
da estimativa de células (cel/mL) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
.................................................................................................................... 55
Tabela 24. Espécies descritoras da comunidade com base na porcentagem de
contribuição em densidade.......................................................................... 62
Tabela 25. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação
da riqueza nos 3 Lagos durante o período de estudo. ................................. 63
Tabela 26. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação
da diversidade (bits/ind) nos 3 Lagos durante o período de estudo. ........... 64
Tabela 27. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação
da equitabilidade nos 3 Lagos durante o período de estudo. ...................... 65
Tabela 28. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação
da dominância (DS’)) nos 3 Lagos durante o período de estudo. ............... 67
Tabela 29. Listagem geral dos táxons identificados, sua freqüência de ocorrência e
abundância nos 3 Lagos durante o período de estudo. ............................... 68
Tabela 30. Valores do Índice de estado trófico nos 3 Lagos durante o período de
estudo. ......................................................................................................... 75
Tabela 31. Coeficientes de correlação de Pearson e Kendall entre as variáveis físicas
e químicas da água e os dois primeiros eixos da ordenação para o período
de estudo (N= 24). ...................................................................................... 77
Tabela 32. Coeficientes de correlação de Pearson e Kendall entre as espécies
descritoras da comunidade com base na densidade e os dois primeiros eixos
da ordenação para o período de estudo (N= 24). ........................................ 79
1
1..INTRODUÇÃO
As águas continentais cobrem cerca de 2% da superfície terrestre,
aproximadamente 2,5 x 10
6
km
2
, sendo que 0,009% de toda a água presente na
biosfera está distribuída em lagos de água doce. No mundo, há 20 lagos muito
profundos (mais de 400 m) normalmente de origem tectônica ou vulcânica (V
ON
S
PERLING
1999) responsáveis por armazenar uma porção significativa de água doce
(W
ETZEL
2001).
Os lagos podem ter origem natural, devido a processos glaciários,
fenômenos vulcânicos, tectônicos, etc, ou ainda ser construído pela intersecção de
um rio, por barragem de terra ou de concreto (B
RANCO
1986). Caracterizam-se, em
geral, por uma maior estabilidade quanto as suas propriedades físicas. Os efeitos
devidos à presença de correnteza são geralmente muito diminuídos, a sedimentação
do lodo no fundo é maior, assim como também a superfície de evaporação
(S
TRAŠKRABA
e
T
UNDISI
2000).
No Brasil, ocorre a predominância de sistemas fluviais, sendo a atividade
geológica a responsável pela formação da maioria dos lagos naturais brasileiros que
são ecossistemas rasos, raramente com mais de 20 m (E
STEVES
1998). Os corpos
d’água mais fundos são represas, nenhuma ultrapassando 200 m de profundidade
máxima (V
ON
S
PERLING
1999).
Os lagos artificiais, também conhecidos por reservatórios ou açudes, são
um estágio intermediário entre os ambientes lênticos e lóticos por apresentarem
baixo tempo de residência da água (T
UNDISI
1990; E
STEVES
1998). Foram criados
para atender demandas da população humana provocando inúmeras alterações
climáticas, geológicas e na biota terrestre e aquática (E
SPÍNDOLA
2001). Essas
modificações podem gerar conseqüências positivas como o fornecimento de água
potável, produção de energia hidroelétrica, turismo, recreação, navegação, regulação
de enchentes e trabalho para a população local. Algumas conseqüências negativas
são o deslocamento da população humana, perda da biodiversidade, mudanças na
composição química da água, perda de valores estéticos, culturais e históricos,
2
aumento dos vetores de doenças e problemas de saúde pública (T
UNDISI
1999;
S
TRAŠKRABA
e T
UNDISI
2000).
Os reservatórios em série ou cascata são construídos intersectando o
único corpo rio em vários pontos. Normalmente ocorre a retenção de nutrientes e
material em suspensão ao longo da série e conseqüente melhoria na qualidade das
águas e sedimentos cascata abaixo, tendendo os primeiros a serem mais eutróficos e
os últimos mais oligotróficos. No entanto, se houver novos focos de poluição, tempo
de retenção muito curto, estado trófico elevado, além da saída d’água do hipolímnio,
a qualidade ambiental pode piorar. A distância entre eles e como estão ligados
influencia já que um curso d’água pode ser responsável por reaerar a água (T
UNDISI
et al. 1991, 1999;
K
IMMEL
et al. 1990; S
TRAŠKRABA
et al. 1993; B
ARBOSA
et al.
1999; S
TRAŠKRABA
e T
UNDISI
2000).
1.1..Eutrofização e Saúde Pública
Qualidade ambiental de um ambiente aquático é definida como o
conjunto das características físicas, químicas e biológicas presentes e depende do
tipo de uso deste corpo d’água (S
TRAŠKRABA
e T
UNDISI
2000; C
ARVALHO
2003).
Segundo W
ARREN
(1971) poluição é qualquer prejuízo das propriedades da água para
um de seus usos benéficos, reais ou potenciais, por alterações na qualidade da água
causadas pelo homem.
A crescente urbanização, o aumento de despejos de efluentes domésticos
e industriais sem nenhum tratamento prévio e a lixiviação de solos agrícolas pelas
águas da chuva, além de influenciarem a saúde ambiental de um ecossistema também
são os principais desencadeadores do processo de eutrofização antrópica que consiste
no enriquecimento de nutrientes (principalmente fósforo e nitrogênio) em rios, lagos
e reservatórios a partir de atividades humanas. Mesmo após o tratamento secundário
do esgoto, o efluente despejado no corpo d’água contém elevadas concentrações de
matéria orgânica (E
STEVES
1998; S
TRAŠKRABA
e T
UNDISI
2000).
3
Os problemas ecológicos, sanitários e estéticos que a eutrofização causa
na qualidade da água cujo uso visa a hamonia paisagística são: aumento de nutrientes
(fósforo e nitrogênio) que estimulam um rápido crescimento de populações de algas
e/ou outros vegetais aquáticos, o que gera um desequilíbrio na cadeia trófica; odores
desagradáveis, elevação da cor e problemas de turbidez, derivados do excesso de
material em suspensão e dificultando a penetração de luz; proliferação de bactérias
patogênicas que passam por um crescimento explosivo e possibilita a transmissão de
doenças de veiculação hídrica; mortandade de peixes e de outros animais pela
diminuição da concentração de oxigênio dissolvido, pela produção de toxinas, ou
então por asfixia, através do entupimento de suas brânquias por determinadas
espécies de algas (B
RANCO
1986; S
TRAŠKRABA
e T
UNDISI
2000; G
ENTIL
2000;
C
ARMO
et al. 2002; C
ARVALHO
2003).
As florações de fitoplâncton são um exemplo, caracterizado pelo intenso
crescimento na superfície da água que impede a penetração de luz limitando a
reprodução e a vida de outras espécies (B
RANCO
1986; A
ZEVEDO
1998).
Diversas espécies de cianofíceas que formam florações produzem
toxinas, conhecidas como cianotoxinas, que são liberadas para a água quando ocorre
a lise ou morte celular. Estima-se que mais de 50% das proliferações de cianofíceas
sejam tóxicas (A
ZEVEDO
1998). Embora as causas desta produção ainda não estejam
devidamente esclarecidas, têm-se assumido que tais compostos possuem função
protetora contra herbivoria (C
ARVALHO
2003).
S
ANT
’A
NNA
e A
ZEVEDO
(2000) relataram oito espécies de cianobactérias
potencialmente tóxicas encontradas em todo o Brasil: Aphanocapsa incerta (Lemm.)
Cronb. & Kom. (= Microcystis incerta Lemm.), Microcystis aeruginosa (Kütz.)
Lemm., Microcystis wesenbergii (Kom.) Kom., Anabaena planctonica Brunnth.,
Anabaena spiroides Klebs, Cylindrospermopsis raciborskii (Wol.) Seen. & Subba
Raju, Raphidiopsis mediterranea Skuja e Planktothrix agardhii (Gom.) Kom. &
Anagn. Segundo B
OUVY
et al. (2000), 90% dos 39 reservatórios localizados no
nordeste do Brasil são hipereutróficos sendo que Cylindrospermopsis raciborskii
representa mais de 80% da densidade total de fitoplâncton em 10 reservatórios e mais
de 50% em 17 reservatórios. As toxinas liberadas por estas espécies podem
4
bioacumular em peixes que se tornam veículos freqüentes para outros animais que
deles se alimentam, tais como aves aquáticas e mamíferos (B
RANCO
1986;
C
ARMO
et
al. 2002).
Não há registro de óbitos humanos pela ingestão de cianotoxinas,
entretanto o caso da clínica de hemodiálise de Caruaru em 1996 ocorreu por via
intravenosa (C
HORUS
e B
ARTRAM
1999). A taxa de mortalidade foi de 40,5% (51
óbitos por hepatite pós-exposição a toxinas de cianobactérias numa população de 126
inscritos no programa de hemodiálise). Os sintomas iniciais eram: cefaléia, tontura,
distúrbios visuais, desorientação mental, convulsão, náuseas e vômitos. Com o passar
do tempo, começaram a exibir um quadro de hepatite tóxica (M
ELO
F
ILHO
et al.
1999). As análises confirmaram a presença de microcistina e cilindrospermopsina no
carvão ativado usado no sistema de purificação da água da clínica e de microcistina
em amostras de fígado e sangue dos pacientes intoxicados (A
ZEVEDO
1996;
C
ARMICHAEL
et al. 1996; J
OCHIMSEN
et al. 1998; P
OURIA
1998). Além disso, as
contagens das amostras do fitoplâncton do Reservatório Tabocas que abastecia a
cidade demonstraram uma dominância de gêneros de cianobactérias comumente
relacionados com a produção de cianotoxinas (M
INISTÉRIO
DA
S
AÚDE
2003).
O tipo mais comum de intoxicação envolvendo cianobactérias é causado
por hepatotoxinas, que apresentam uma ação mais lenta, causando a morte entre
poucas horas ou dias, em decorrência de hemorragia intra-hepática e choque
hipovolêmico. As espécies já identificadas como produtoras dessas hepatotoxinas
estão incluídas nos gêneros Microcystis, Anabaena, Nodularia, Oscillatoria, Nostoc
e Cylindrospermopsis (A
ZEVEDO
1998; C
HORUS
e B
ARTRAM
1999).
As neurotoxinas possuem uma ação mais rápida sendo que a morte
ocorre em minutos ou em horas, dependendo da dosagem e do consumo prévio de
alimento contaminado. Os sinais clínicos mostram uma progressão de fasciculação
muscular, decréscimo de movimentos, respiração abdominal exagerada, cianose,
convulsão e morte. As espécies já identificadas como causadoras estão incluídas nos
gêneros: Anabaena, Aphanizomenon, Oscillatoria e Cylindrospermum (A
ZEVEDO
1998; C
HORUS
e B
ARTRAM
1999).
5
1.2..Fitoplâncton como bioindicador de poluição
Bioindicadores são definidos como organismos ou comunidades de
organismos que reagem a alterações ambientais com a modificação de suas funções
vitais normais, mudanças no tamanho de sua população ou através da sua existência
ou desaparecimento sob certas condições ambientais, permitindo assim conclusões a
respeito de uma dada área (S
CHUBERT
1991; A
RNDT
e S
CHWEIZER
1991; K
LUMPP
2001).
Segundo M
ASON
(1991) não é recomendável o uso de uma única espécie
como bioindicadora de qualidade da água, devido ao alto grau de variação temporal
das condições físicas, químicas e biológicas da massa d’água e também espacial na
direção horizontal e vertical, recomendando o uso de comunidade de organismos.
Estes devem apresentar biologia conhecida e tolerâncias estreitas e específicas para
os fatores ecológicos (J
OHNSON
et al. 1993).
Em estudos ecológico-sanitários, a comunidade fitoplanctônica é de
importância fundamental como bioindicador (B
EYRUTH
1996), já que se encontra em
quase todas as águas doces e inclui espécies tolerantes e outras muito sensíveis a
poluição (B
RANCO
1986).
A presença de um número muito grande de organismos pertencentes a
poucas espécies indica que o ambiente recebe uma carga poluente, a ocorrência de
muitas espécies com poucos organismos cada uma, é característica de ambiente
natural em equilíbrio (O
DUM
1988). Porém a simples ocorrência de uma espécie
resistente a poluição ou a ausência de espécies sensíveis não permite concluir se o
corpo d’água estudado está poluído. Desta forma, a análise quantitativa dos grupos
de algas torna-se importante, pois permite conhecer as espécies dominantes do meio
e relacioná-las as condições que predominam (B
RANCO
1986; L
OBO
et al. 2002).
Os fatores limitantes que alteram a taxa de crescimento do fitoplâncton
são luminosidade, temperatura, pH, turbulência, nutrientes e predação por
zooplâncton (O
DUM
1988; S
TRAŠKRABA
e T
UNDISI
2000). As algas cianofíceas
possuem uma vantagem competitiva sobre as outras classes de fitoplâncton, pois
6
mesmo com falta de nitrogênio no meio, podem desenvolver heterocitos para a
produção deste composto (C
HORUS
e B
ARTRAM
1999). Todas as necessidades físicas
podem situar-se bem dentro dos limites de tolerância de um organismo, mas o
organismo pode ainda falhar devido às inter-relações biológicas (O
DUM
1988).
Tais modificações da flora podem suprir deficiências dos métodos
físicos, químicos e microbiológicos de determinações da poluição, já que estes não
demonstram a presença de substâncias tóxicas e somente permitem um conhecimento
instantâneo das condições da água no momento da coleta (B
RANCO
1986). O
conteúdo biológico, pelo contrário, permanecerá alterado e quando elementos tóxicos
entram no sistema, pode-se verificar uma redução no crescimento de algas, refletindo
estados não mais existentes no momento da verificação (S
TRAŠKRABA
e T
UNDISI
2000; L
OBO
et al. 2002).
A identificação das algas em nível de espécie é um dos maiores
problemas na utilização de indicadores biológicos, sendo que estudos taxonômicos
são cada vez mais necessários para dar subsídios a essa utilização (R
OCHA
1992;
S
ENNA
e M
AGRIM
1999). Além disso, embora traga informações muito úteis, o
fitoplâncton pode ser arrastado de uma para outra zona, seja pela correnteza de um
rio, seja pelos ventos na superfície de um lago (B
RANCO
1986).
1.3..Esgoto doméstico e o grupo coliforme
As águas naturais que recebem despejo de esgoto doméstico sem
tratamento são enriquecidas com matéria orgânica rica com um grande número de
bactérias, principalmente o grupo coliformes. Este grupo se reproduz no intestino de
animais homeotermos e por não serem capazes de sobreviver por muitos dias na água
são utilizados como indicadores de contaminação fecal. Sua presença na água indica
a ocorrência potencial de microrganismos intestinais patogênicos, tais como
bactérias, protozoários e vermes que são um risco potencial para a saúde humana
quando são eliminados por pessoas portadoras de doenças (B
RANCO
1986; G
ENTIL
2000).
7
1.4..Revisão bibliográfica
Até o ano de 1990, foram publicados 68 trabalhos sobre criptógamos
para o Parque Estadual das Fontes do Ipiranga (PEFI), mas nenhum sob o enfoque
monográfico (M
ILANEZ
et al. 1990). Notou-se a necessidade de um estudo mais
detalhado do parque devido ao aumento da urbanização e da conseqüente poluição.
Para os três reservatórios em série, não foi publicado nenhum estudo, mas como a
água provém do Lago das Garças, convém conhecer as pesquisas já realizadas neste
reservatório e a sua comunidade fitoplanctônica para futuras discussões.
Nos últimos 15 anos, foram publicados 23 trabalhos taxonômicos, cada
um abrangendo uma classe de algas. São eles: Chloromonadophyceae (B
ICUDO
1991), Cryptophyceae (C
ASTRO
et al. 1991), Rhodophyceae (N
ECCHI
J
ÚNIOR
e
B
ICUDO
1992), Charophyceae (P
ICELLI
-V
ICENTIM
e B
ICUDO
1993), Euglenophyceae
(X
AVIER
1994), Zygnemaphyceae (S
ORMUS
e B
ICUDO
1994, 1997; B
ICUDO
et al.
1997, 1998, 1999a; A
RAÚJO
e B
ICUDO
2006), Prasinophyceae (B
ICUDO
1995),
Cyanophyceae (A
ZEVEDO
et al. 1996), Bacillariophyceae (B
ICUDO
et al. 1999b),
Craspedomonadophyceae (B
ICUDO
e B
ICUDO
2001), Chlorophyceae (B
ICUDO
e
S
ANTOS
2001; B
ICUDO
e P
EREIRA
2003, B
ICUDO
2004), Chrysophyceae (B
ICUDO
et
al. 2003), Eustigmatophyceae (B
ICUDO
et al. 2004), Coscinodiscophyceae (M
ORANDI
2006), Xanthophyceae (B
ICUDO
et al. 2006), Oedogoniophyceae (E
LKIS
e B
ICUDO
2006).
S
ANT
’A
NNA
et al. (1989) realizaram o primeiro levantamento florístico
juntamente com alguns parâmetros físicos e químicos da água. Realizou-se coletas
mensais, em três estações, entre outubro/1982 e dezembro/1983. Foram registrados
178 táxons, distribuídos em 9 classes, sendo Chlorophyceae a classe que apresentou
maior riqueza de espécie, com 52,8% dos táxons identificados.
T
UCCI
-M
OURA
(1996) estudou a comunidade fitoplanctônica em curto
intervalo de tempo (de 3 em 3 dias), nas épocas de verão e inverno, em cinco
profundidades totalizando oito coletas em cada período, relacionando com variáveis
climatológicas, físicas, químicas e biológicas, além do emprego de índices
ambientais. Foram registrados 177 táxons, distribuídos em 9 classes, sendo
8
Chlorophyceae a mais bem representada (47% dos táxons identificados). Para o
período, não houve espécies dominantes.
R
AMIREZ
(1996) analisou a variação vertical e nictemeral de variáveis
climatológicas, físicas, químicas e biológicas. Foram realizadas 4 amostragens
nictemerais, 1 em cada estação do ano e a 5 profundidades. Dentre os descritores
biológicos, destaca-se a estrutura da comunidade fitoplanctônica, biovolume, índice
de valor de importância, amplitude e sobreposição do nicho. O ambiente é polimítico
descontínuo e altamente influenciado pelo vento. Foram encontrados 152 táxons,
distribuídos em 9 classes, sendo registrado bloom de Microcystis aeruginosa que foi
considerada o dominante ecológico.
N
OGUEIRA
(1997) acompanhou a dinâmica da população de Microcystis
aeruginosa, em coletas mensais entre fevereiro/1994 e março/1995 relacionando-a
aos principais parâmetros climatológicos, físicos e químicos da água. Foi constatada
a floração desta cianofícea no período de agosto a dezembro de 1994.
S
ANT
’A
NNA
et al. (1997) fizeram uma análise quantitativa e qualitativa
do fitoplâncton, juntamente com parâmetros físicos, químicos da água e índices
biológicos. A coleta foi bimensal, entre maio/1991 e maio/1992. Foram identificados
165 táxons, sendo Microcystis aeruginosa (Cyanophyceae) dominante no final da
primavera e início de verão. O lago das Garças foi classificado como eutrófico,
segundo Índice de Carlson modificado.
B
ICUDO
et al. (1999c) consolida informações disponíveis na literatura
sobre a dinâmica das populações fitoplanctônicas no Lago das Garças. No verão e no
outono nenhuma espécie estabeleceu uma população numerosa e persistente devido
há grande disponibilidade de nutrientes. Na primavera, houve o domínio de
Microcystis, favorecido por apresentar menor potencial de crescimento e maior
capacidade competitiva.
B
ICUDO
et al. (1999d) realizam uma síntese de estudos limnológicos
desde 1994, buscando avaliar a ocorrência de padrões de flutuação temporal e
espacial e analisar até que ponto a escala de observação influencia nas descrições de
padrões. Baseou-se na análise de 18 variáveis abióticas, clorofila-a, três escalas de
amostragens em cinco profundidades. O padrão das características limnológicas foi
9
determinado pela alternância do ciclo mistura/estabilidade térmica do lago e pela
ocorrência das florações.
C
ARMO
(2000) identificou as principais fontes de aporte de nutrientes
(nitrogênio e fósforo). Foram realizadas coletas mensais de janeiro/1997 a
junho/1998, em dez estações de coleta, em cinco profundidades. A eficiência de
retenção do Lago das Garças foi de 61% para o fósforo total e 85% para o nitrogênio
total e o classificou como eutrófico. Através de equação matemática baseada na
carga anual de fósforo, tempo de residência e profundidade média, foi possível
estimar as concentrações de fósforo no reservatório, além de fazer simulações na
redução de cargas.
G
ENTIL
(2000) avaliou a variação sazonal do fitoplâncton mensalmente
entre janeiro/1997 e março/1998 e relacionou com as variáveis ambientais
climatológicas e parâmetros físicos e químicos da água, além de DQO, DBO,
coliformes, clorofila-a, densidade e índices biológicos. Foram encontrados 215
táxons, distribuídos em 9 classes, apresentando dominância de Cyanophyceae nos
meses mais quentes. Sugere-se que as espécies dominantes possam ser utilizadas
como indicadoras da qualidade ambiental.
T
UCCI
(2002) estudou a sucessão ecológica através da variação da
estrutura da comunidade fitoplanctônica semanalmente no período de um ano
relacionando a dinâmica temporal com variáveis metereológicas, físicas e químicas,
além de biovolume, clorofila-a e índices biológicos. Foram identificados 201 táxons,
distribuídos em 10 classes, sendo registrados 63 táxons como novas ocorrências para
o ambiente e 5 espécies potencialmente tóxicas. A análise de correspondência
canônica relacionou espécies descritoras com variáveis ambientais e mostrou que a
maior variabilidade do sistema foi na primavera.
C
ROSSETTI
(2002) induziu o empobrecimento de nutrientes em
mesocosmos efetuando três diluições, cada uma com uma réplica, com parte da água
do reservatório e parte proveniente de um tributário oligotrófico do lago. Foram
realizadas 10 amostragens abióticas e nove biológicas, medindo variáveis físicas e
químicas da água, além de discutir riqueza, diversidade, equitabilidade e taxa de
modificação do fitoplâncton. O autor sugere que há um processo de decomposição,
10
além do confinamento e a diluição proporcionaram mudanças na composição
florística e na densidade da comunidade fitoplanctônica nos três tratamentos, antes
representada majoritariamente por indivíduos R- e S-estrategistas (Planktothrix,
Microcystis) passou a apresentar indivíduos C-estrategistas (Cryptomonas spp.,
Chloroccoccales em geral).
G
IL
-G
IL
(2004) comparou a produtividade primária do lago das Ninféias
e do Lago das Garças, ambos situados no mesmo parque, no período de um ano
(2000-2001) em 10 estações de amostras, analisando parâmetros físicos, químicos,
clorofila-a total e fracionada. A autora concluiu que a entrada de nutrientes no Lago
das Garças promoveu uma produção primária 100 vezes maior do que a do Lago das
Ninféias, sendo que 77% da biomassa era constituída por algas nanoplanctônicas.
H
ONDA
(2005) verificou a variabilidade e estabilidade morfológica de
Microcystis spp. em cultura e natureza. Dez cepas pertencentes a três morfoespécies
(Microcystis aeruginosa, M. panniformis e M. wesenbergii) foram submetidas à
análise morfológica em condições controladas de cultivo. Não houve diferenças entre
material em cultura e natureza quanto à forma da colônia, distribuição/densidade das
células, espessura/textura do envelope mucilaginoso e diâmetro celular.
T
UCCI
et al. (2006) realizaram coletas superficiais durante o período de
1997 a 1999, além de reunir todas as demais publicações sobre o Lago das Garças.
Foram identificados 265 táxons, distribuídos em 12 classes. Oitenta e oito táxons
foram registrados como nova ocorrência, sendo 29 pertencentes à Chlorophyceae e
22 à Cyanophyceae. Chlorophyceae foi a classe que apresentou maior riqueza de
espécies (121).
Dado a importância de estudos da comunidade fitoplanctônica como
bioindicador de poluição, foram escolhidos os reservatórios do Parque Estadual das
Fontes do Ipiranga (PEFI) que pertencem a uma unidade de conservação, que abriga
as nascentes do Riacho do Ipiranga. O primeiro reservatório recebe água do Lago das
Garças, um sistema artificial eutrófico onde já foram detectadas florações de
cianobactérias potencialmente tóxicas. Possui sete tributários que contribuem para o
elevado aporte de fósforo e nitrogênio e quatro entradas que recebem cargas de
11
esgoto não tratadas provindas de dejetos dos animais do Zoológico de São Paulo e
adjacências. Vale lembrar que não foi realizado nenhum estudo ecológico ou
sanitário relacionado à qualidade desta água. A hipótese é que a qualidade da água ao
longo da cascata melhore significativamente e que a comunidade fitoplanctônica
responda às variáveis em estudo.
12
2..OBJETIVOS
2.1..Objetivo geral
Analisar a variação sazonal da comunidade fitoplanctônica de três
reservatórios rasos subseqüentes a um lago hipereutrófico localizado no município de
São Paulo/SP, visando avaliar a qualidade da água durante o sistema em série.
2.2..Objetivos específicos
- Verificar a influência das variáveis morfométricas, climatológicas, físicas e
químicas sobre a estrutura da comunidade fitoplanctônica, num ciclo anual;
- Analisar a estrutura da comunidade através da identificação de espécies,
densidades, dominância e freqüência de ocorrência;
- Avaliar o grau de trofia dos três reservatórios;
- Pesquisar os organismos que podem ser considerados bioindicadores de
poluição orgânica através da composição da comunidade, biomassa e índices
biológicos.
13
3..MATERIAL E MÉTODOS
3.1..Caracterização da área de estudo
- Histórico:
O Parque Estadual das Fontes do Ipiranga (PEFI) foi criado em 1969,
com limites marcados desde 1893, para abastecimento de água e proteção dos
recursos hídricos da bacia do riacho Ipiranga. Em 1917 iniciaram-se as obras de
represamento dos principais córregos do parque, dando origem a 5 lagos artificiais.
No final da década de 1920, o seu uso para abastecimento foi encerrado devido ao
baixo volume de água, ao aumento da urbanização no seu entorno, juntamente com a
poluição, aliada com a construção de sistemas mais adequados para a região
(B
ARBOSA
et al. 2002; R
OCHA
e
C
AVALHEIRO
2001). Desde 1929, já haviam sido
construídos dois grandes lagos, um dentro do atual Zoológico e o Lago das Garças,
entre o Zoológico e o Jardim Botânico cujo objetivo visava formar um parque
público na região (H
OEHNE
1949). Em 1938, fundou-se oficialmente o Jardim
Botânico de São Paulo com a finalidade de proporcionar uma área de recreação e de
produzir e expor plantas ornamentais (H
OEHNE
et al. 1941).
No final da década de 1950, foi elaborado pelo paisagista Roberto Burle Marx
um anteprojeto paisagístico para o Jardim Botânico, subdividindo-o em hortos
temáticos (S
ÃO
P
AULO
1990). Esse anteprojeto já fazia parte do programa de trabalho
da gestão do diretor do Instituto de Botânica em 1959 (F
IDALGO
1972) e,
posteriormente, passou a ser denominado de Plano Burle Marx que previa a
implantação de vários hortos e jardins temáticos. Desse projeto, apenas os lagos
contíguos, chamados posteriormente de Bambu I, Do meio e Bambu II, à Alameda
Martius foram implantados, cuja obra foi iniciada em 1970 e concluída em 1972,
quando o Jardim Botânico foi reaberto à visitação pública, suspensa durante a
realização da obra (F
IDALGO
1973).
Com o tempo, tornou-se local de interesse cultural, científico, recreativo
e educativo (S
ÃO
P
AULO
1991). Quanto às atividades de educação ambiental, são
14
realizadas visitas monitoradas dirigidas aos visitantes, estudantes e público em geral,
percorrendo o Jardim, o Museu Botânico e as estufas, além de serem elaboradas
exposições e folhetos educativos sobre temas botânicos e ambientais (R
OCHA
e
C
AVALHEIRO
2001).
Na área do parque, localiza-se o Instituto de Botânica com o Jardim
Botânico de São Paulo, a Fundação Zoológico (Jardim Zoológico e Zôo Safári), o
Instituto de Astronomia, Geofísica e Ciências Atmosféricas da Universidade de São
Paulo, a Secretaria de Agricultura e Abastecimento, o hospital psiquiátrico da Água
Funda, o Centro de Exposições Imigrantes, o 3º Batalhão de Polícia e a 97ª Delegacia
de Polícia da Polícia Civil (B
ARBOSA
et al. 2002; F
ERNANDES
et al. 2002).
- Localização:
Os reservatórios em estudo situam-se no Parque Estadual das Fontes do
Ipiranga (PEFI) que se localiza na região sudoeste do município de São Paulo, divisa
com o município de Diadema, região sudeste do Estado de São Paulo, entre os
paralelos 23º38’08’’S e 23º40’18’’S e os meridianos 46º36’48’’W e 46º38’00’’W,
apresentando área total de 526,38 hectares (F
ERNANDES
et al. 2002).
- Clima:
Segundo a classificação internacional de Willhelm Köppen, o clima é do
tipo Cwb (clima mesotérmico quente, temperado e chuvoso, com temperatura do mês
mais frio abaixo de 18ºC e acima de -3ºC, inverno seco e apresenta mês mais quente
abaixo de 22ºC) (S
TRUFFALDI
-D
E
-V
UONO
1985). A temperatura média anual é
19,1ºC, sendo que a máxima atingida foi de 35,4ºC (out/1994) e a mínima de -0,4ºC
(jul/1990). Em relação à precipitação, o valor médio anual é de 1.539,9 mm, segundo
F
ATTORI
(2000), baseado em dados recentes de 25 anos.
15
- Geomorfologia:
Inserido na Província do Planalto Atlântico, Zona do Planalto Paulistano.
Apresenta um relevo suavizado com vales, colinas pequenas e espigões locais
(A
B
’S
ABER
1957; F
ERNANDES
et al. 2002). Apresenta altitudes que variam entre 770
e 825 m (N
ASTRI
et al. 1992). Os solos predominantes são do tipo Latossolo
Vermelho Amarelo (S
TRUFFALDI
-D
E
-V
UONO
1985).
- Hidrografia:
O PEFI foi dividido em 3 sub-bacias hidrográficas principais onde se
localizam as nascentes do histórico riacho Ipiranga cuja foz é o rio Tamanduateí,
afluente do rio Tietê (B
ARBOSA
et al. 2002). A sub-bacia das Garças é responsável
por gerar as águas que serão represadas no Lago das Garças (Instituto de Botânica) e
no lago do Zoológico, além de ter importância paisagística, ser criadouro de peixes e
participar da rota migratória de algumas espécies de aves (F
ERNANDES
et al. 2002).
Suas águas abastecem o primeiro reservatório deste estudo, que está interligado por
meio de tubos ao segundo reservatório e este ao terceiro (Figura 1, Anexo 1). O
parque é responsável pelo controle das cheias, possibilitando a infiltração de grande
volume das águas de rios que deságuam na bacia do riacho Ipiranga (B
ARBOSA
et al.
2002).
Os três ambientes são localmente chamados Lagos, mas podem ser
classificados como reservatórios, pois atendem a praticamente todas as
características definidas por W
ETZEL
(1990) e S
TRAŠKRABA
(1996), exceto pelo
volume reduzido (< 10
6
m
3
). Devido ao seu uso local, será mantida a denominação
lago para cada um.
16
Figura 1. Lago das Garças, afluente de 3 reservatórios rasos artificiais. Fonte: G
OOGLE
E
ARTH
(2007).
- Vegetação:
A vegetação do PEFI classifica-se como floresta ombrófila densa
(N
ASTRI
et al. 1992) e constitui um dos últimos remanescentes de Mata Atlântica
(S
TRUFFALDI
-D
E
-V
UONO
1985). Ao redor dos reservatórios predomina o estrato
herbáceo – principalmente gramíneas – característico de áreas abertas e ajardinadas
(P
IVELLO
e P
ECCININI
2002).
- Degradação ambiental:
O seu entorno é densamente urbanizado e a algumas atividades humanas
deterioram a qualidade ambiental, tais como: deposição de lixo doméstico em áreas
florestadas (carcaças de carros, pneus, embalagens, colchões de espuma, etc) que
afetam tanto a estética, como potencializa o desenvolvimento de vetores de doenças;
recebe 7 entradas de esgoto, sendo quatro não tratadas e lançadas nas nascentes e
17
corpos d’água que formam o riacho Ipiranga; assoreamento que afeta a estrutura das
comunidades aquáticas que lá residem; ocupação irregular ocasiona o desmatamento
da Mata Atlântica e os moradores submetem-se a condições precárias de moradia,
higiene e saneamento (R
EIS
2002).
3.2..Periodicidade e amostragem
Foram estudados três reservatórios em série denominados Bambu II
(Lago 1), “do meio” (Lago 2) e Bambu I (Lago 3) sendo que o Lago 1 recebe
diretamente a água provinda do Lago das Garças. As amostras foram coletadas a
superfície e fundo com o auxílio de garrafa coletora, na região mais profunda.
A coleta iniciou-se por volta das 09:30h até às 11:30h durante o período
de um ano, abrangendo as quatro estações climáticas (primavera = 17/10/2005; verão
= 13/02/2006; outono = 24/04/2006; inverno = 03/07/2006).
3.3..Variáveis analisadas
3.3.1..Variáveis morfométricas
- Área superficial (m
2
), perímetro (m) e comprimento máximo (m):
As áreas e distâncias foram medidas usando o software AutoCAD 2004,
tendo como base e referência as cartas fornecidas pela E
MPLASA
(1993, 1996).
- Profundidade (m):
Corda de poliuretano com marcação a cada 50 cm.
18
3.3.2..Variáveis climatológicas
- Precipitação (mm):
Dados obtidos do Banco de Dados Virtual do Centro Integrado de
Informações agrometeorológicas (CIIAGRO), através de consulta no site
http://ciiagro.iac.sp.gov.br/.
- Temperatura do ar (ºC):
Termômetro de mercúrio graduado em décimo de grau centígrado, na
sombra.
3.3.3..Variáveis físicas e químicas
As análises físicas e químicas foram determinadas pelos métodos
descritos no A
PHA
et al. (1998) e realizadas no Laboratório de Análises Físicas e
Químicas e no Laboratório de Microbiologia do Departamento de Saúde Ambiental
da Faculdade de Saúde Pública da USP.
- Temperatura da água (ºC):
Termômetro de mercúrio graduado em décimo de grau centígrado.
- Transparência (m):
Disco de Secchi de 30 cm de diâmetro.
- Zona eufótica (m):
Os valores foram calculados a partir dos valores de transparência
multiplicados por 3 (C
OLE
1975;
I
SHII
1987).
19
- Potencial hidrogeniônico:
Medidor de pH marca WTW pH 3151, por meio de método
potenciométrico, composto por sonda de medida – WTW pH Sentix 20.
- Condutividade (µS/cm):
Condutivímetro marca COM 5 Meter-LaMotte, através de método
eletrométrico.
- Turbidez (UNT):
Turbidímetro marca Hach modelo 2100 A, através de método
nefelométrico.
- Oxigênio dissolvido (mg/L):
Método titulométrico de Winkler modificado pela azida sódica, segundo
G
OLTERMAN
et al. (1978).
- Demanda bioquímica de oxigênio (mg/L):
Método titulométrico de Winkler modificado pela azida sódica, segundo
G
OLTERMAN
et al. (1978), com diluição, através da diferença entre as concentrações
de oxigênio dissolvido após 5 dias de incubação em estufa a uma temperatura de
20ºC.
- Fósforo total (mg/L):
Método espectofotométrico da reação com molibdato de amônio e ácido
ascórbico, com digestão prévia da amostra. Leitura foi realizada em
espectrofotômetro a 880 nm em cubeta de 1,0 cm de caminho óptico, segundo
S
TRICKLAND
e P
ARSONS
(1965).
20
- Ortofosfato (mg/L):
Método espectofotométrico da reação com molibdato de amônio e ácido
ascórbico, sem digestão prévia da amostra. Leitura foi realizada em
espectrofotômetro a 880 nm em cubeta de 1,0 cm de caminho óptico, segundo
S
TRICKLAND
e P
ARSONS
(1965).
- Nitrogênio total (mg/L):
Método Kjeldahl. Digestão química com sulfato de sódio em ácido
sulfúrico, seguida por uma alcalinização por hidróxido de sódio, e destilação
recolhida em ácido bórico. Adicionar reagente de nessler, a leitura foi realizada em
espectrofotômetro a 420 nm em cubeta de 1,0 cm de caminho óptico.
- Nitrogênio amoniacal (mg/L):
Método da nesslerização com destilação prévia. A amostra foi tamponada
em pH 9,5, destilada e recolhida em ácido bórico. Adicionar reagente de nessler, a
leitura foi realizada em espectrofotômetro a 420 nm em cubeta de 1,0 cm de caminho
óptico.
3.3.4..Variáveis biológicas
As análises biológicas foram realizadas na Seção de Ficologia do
Instituto de Botânica da Secretaria do Meio Ambiente do Estado de São Paulo, com
exceção da extração de clorofila-a, feofitina e da colimetria que foram realizadas nos
laboratórios da Faculdade de Saúde Pública da USP.
As variáveis biológicas estudadas e o método utilizado são:
21
- Coliformes totais e Termotolerantes (NMP org/100 mL):
A Determinação do número de organismos pertencentes ao grupo
coliformes foi calculada a partir de combinação de dados positivos e negativos
resultantes do Método dos Tubos Múltiplos com o emprego da série de três tubos de
acordo com o preconizado pelo A
PHA
et al. (1998). Para o teste presuntivo, que
separa os organismos fermentadores de lactose, utilizado-se o caldo lactosado, no
teste confirmativo para os coliformes totais, usou-se o caldo verde brilhante bile e no
teste de diferenciação dos coliformes termotolerantes, foi utilizado o caldo E.C.
- Clorofila-a e feofitina (
µg/L):
Extração da clorofila-a com acetona 90%. Filtração a vácuo, maceração,
centrifugação, protegidas do contato com a luz e leitura em espectrofotômetro a 665
e 750 nm, antes e depois de acidificar, segundo R
ICHARDS
e T
HOMPSON
(1952)
modificado por C
REITZ
e R
ICHARDS
(1955). Os valores foram calculados segundo
L
ORENZEN
(1967).
- Composição florística:
A coleta foi realizada com o auxílio de uma rede de malha de plâncton
com abertura de 20 µm. Armazenou-se o volume de 100 mL em frascos de vidro e
preservados com formol a 4% na proporção de 1:1. Também foi coletado um volume
correspondente a 2/3 do frasco para análise da comunidade viva a fim de observar
características de mobilidade, mantida a baixa luminosidade e em baixas
temperaturas. A análise foi realizada em microscópio óptico binocular (Zeiss
Axioskop 2), com câmara clara acoplada, entre lâmina e lamínula. Serão preparadas
5 lâminas, no mínimo, e quantas mais forem necessárias até cessar o surgimento de
novas espécies para esta amostra. Na identificação, foram adotados os seguintes
sistemas de classificação: R
OUND
(1971) para Chlorophyceae e Zygnemaphyceae;
R
OUND
et al. (1990) para Bacillariophyta; S
TARMACH
(1985)
para Chrysophyceae;
K
OMÁREK
e A
NAGNOSTIDIS
(1989, 2005) e A
NAGNOSTIDIS
e K
OMÁREK
(1988) para
Cyanobacteria; B
OURRELLY
(1981, 1985) para as demais classes.
22
- Densidade total (org/mL):
A coleta foi realizada com o auxílio de garrafa coletora e a amostra
preservada com lugol acético.
A contagem de fitoplâncton foi realizada segundo o método de
U
TERMÖHL
(1958) que consiste na sedimentação em câmara de volume pré-definido
e contagem de células, cenóbios ou filamentos através de microscópio invertido
(marca Zeiss Axiovert 25) em aumento de 400 vezes. O tempo de sedimentação das
amostras é de três horas para cada centímetro de altura da câmara (L
UND
et al. 1958).
A câmara de sedimentação que foi utilizada é a de 2 mL.
Foram seguidos transectos verticais e contados todos os indivíduos
encontrados no campo, incluindo aqueles parcialmente visualizados. Por este motivo,
irá ser adotado pular um campo entre uma contagem e outra, evitando contar duas
vezes o mesmo organismo.
O número mínimo de campos contados por câmara de sedimentação
seguirá dois critérios: a) estabilização do gráfico de riqueza da amostra, obtido a
partir de novas espécies adicionadas pela contagem de campos e b) contagem de 100
indivíduos da espécie mais comum (T
UCCI
2002) e no caso de “bloom”, contagem de
100 indivíduos da segunda espécie mais comum.
Considerou-se como indivíduo cada célula, colônia, cenóbio ou
filamento. A densidade da comunidade fitoplanctônica foi calculada segundo a
fórmula descrita em W
EBER
(1973).
Organismos
=
n .
1 .
F
mL s.c
h
onde:
n = número de indivíduos contados;
s = área do campo em mm
2
no aumento de 400x;
c = número de campos contados;
h = altura da câmara de sedimentação em mm;
F = fator de correção para mL (10
3
mm
3
/ 1 mL).
23
- Biovolume (mm
3
/L):
Cálculo do volume médio de cada célula baseando-se em formas
geométricas que mais se assemelham ao organismo, segundo E
DLER
(1979), W
ETZEL
e L
IKENS
(1991), T
ORGAN
et al. (1998) e H
ILLEBRAND
et al. (1999). Foi estimado
multiplicando o volume encontrado pela densidade de cada espécie, realizado apenas
para a classe Cyanobacteria. O valor obtido em µm
3
/mL
foi transformado para
mm
3
/L
dividindo-se esse valor por 10
6
.
- Estimativa de células (cel/mL):
Cálculo do número médio de células de cada indivíduo da classe
Cyanobacteria. Foi estimado multiplicando o número de células encontradas pela
densidade de cada espécie.
- Espécies descritoras:
O critério utilizado para definir espécies descritoras do sistema foi
estabelecido de acordo com as características na comunidade encontrada. Assim,
foram considerados um nível de corte de 0,5% da densidade total da comunidade
fitoplanctônica para todo o período em estudo. Este nível de corte consegue
selecionar espécies que contribuíram com 70% ou mais para a biomassa total, de
acordo com S
OMMER
et al. (1993). Os táxons selecionados foram utilizados nas
análises multivariadas.
3.3.5..Índices biológicos
- Riqueza (R) (nº ind): Número total de táxons encontrados por amostra.
24
- Índice de diversidade (H’) (bits/ind):
S
HANNON
e W
EAVER
(1963).
H’
=
n
pi
log
2
pi
-
∑
i = 1
onde:
H’ = índice de diversidade;
pi = ni/n
ni = número total de indivíduos de cada táxon na amostra;
n = número total de indivíduos na amostra.
- Índice de equitabilidade (E’): L
LOYD
e G
HELARDI
(1964).
E’
=
H’
log
2
S
onde:
E’ = índice de equitabilidade;
S = número de táxons na amostra.
- Índice de dominância (DS’):
S
IMPSON
(1949).
DS’
=
∑ ni (ni - 1)
n (n - 1)
onde:
DS’ = índice de dominância;
ni = número total de indivíduos de cada táxon na amostra;
n = número total de indivíduos na amostra.
- Freqüência de ocorrência (F) (%): L
OBO
e L
EIGHTON
(1986).
F
=
Pa .
100
P
onde:
F = freqüência de ocorrência;
Pa = número de amostras em que a espécie “a” está presente;
P = número total de amostras analisadas.
25
Sendo classificadas como:
• Espécies Constantes: F > 50%
• Espécies Comuns: 20% < F < 50%
• Espécies Raras: F < 20%
- Espécies dominantes e abundantes:
Segundo L
OBO
e
L
EIGHTON
(1986) espécies cuja densidade é superior ao
valor da densidade média, em função do número total de indivíduos das espécies
presentes na amostra são consideradas abundantes e espécies cuja densidade é
superior a 50% do número total de indivíduos presentes na amostra são consideradas
dominantes.
3.4..Índice de estado trófico
O Índice de estado trófico (IET) foi calculado segundo Carlson
modificado por L
AMPARELLI
(2004), cujas equações estão descritas abaixo:
IET (PT) = 10 { 6 - [ 1,77 - 0,42 (ln PT) / ln 2 ] }
IET (CL) = 10 { 6 - [ ( 0,92 - 0,34 (ln CL) ) / ln 2 ] }
onde:
CL = concentração de clorofila-a, medida à superfície, em µg/L;
PT = concentração de fósforo total, medida à superfície, em
µg/L;
ln = logaritmo natural.
Quando ambas variáveis estiverem disponíveis, o resultado é a média
aritmética dos índices relativos ao fósforo total e à clorofila-a, segundo a equação
abaixo:
26
IET
=
[IET (PT) + IET (CL)]
2
Caso não for possível a análise de uma das variáveis, o índice é calculado
com o parâmetro disponível e considerando equivalente ao outro, devendo informar
que apenas um dos parâmetros foi utilizado (C
ETESB
2007).
A classificação dos corpos d’água de acordo com os diferentes graus de
trofia encontra-se na Tabela 1.
Tabela 1. Classificação do estado trófico para reservatórios.
Estado trófico
Critério
Secchi P-total Clorofila a
(m) (mg.m
-3
) (mg.m
-3
)
Ultraoligotrófico
IET < 47 S > 2,4 P < 8 CL < 1,77
Oligotrófico 47 < IET < 52
2,4 > S > 1,7
8 < P < 19 1,77 < CL < 3,24
Mesotrófico 52 < IET <
59
1,7 > S > 1,1
19 < P < 52 3,24 < CL < 11,03
Eutrófico 59 < IET < 63
1,1 > S > 0,8
52 < P < 120 11,03 < CL < 30,55
Supereutrófico 63 < IET < 67
0,8 > S > 0,6
120 < P < 233
30,55 < CL < 69,05
Hipeutrófico IET > 67 0,6 > S 233 < P 69,05 < CL
Fonte: C
ETESB
(2007).
3.5..Análise estatística
Os resultados foram primeiramente analisados através da estatística
descritiva, utilizando média aritmética como medida de tendência central, desvio
padrão como medida do grau de dispersão absoluta dos dados e coeficiente de
variação de Pearson como medida de dispersão relativa.
A avaliação conjunta dos resultados foi analisada através da análise
estatística multivariada realizada pelo programa PC-ORD versão 3.1 para Windows
(M
C
C
UNE
e M
EFFORD
1997).
A Análise de Componentes Principais (ACP) (G
OODALL
1954 apud
V
ALENTIN
2000) foi realizada para ordenar as variáveis ambientais em relação às
27
estações do ano. Utilizou-se matriz de covariância, com transformação dos dados
pela amplitude de variação “ranging” ([(x-x
min
) / (X
max
-X
min
)]) através do programa
FITOPAC (S
HEPHERD
1996).
Foram consideradas as variáveis com correlação significativa aquelas que
apresentaram r > 0,5 com os eixos 1 e 2 da ordenação.
A Análise de Correspondência Canônica (ACC) foi realizada para
ordenar as variáveis biológicas (espécies descritoras) em relação às variáveis físicas e
químicas previamente selecionadas a partir da Análise de Componentes Principais.
Utilizou-se matriz de covariância, com transformação das variáveis biológicas pelo
[log (x+1)] e variação “ranging” ([(x-x
min
) / (X
max
-X
min
)]) para as variáveis físicas e
químicas.
28
4..RESULTADOS
4.1..Variáveis morfométricas
- Área superficial, perímetro e comprimento máximo:
Durante o período de estudo, pode-se observar que o Lago 1 apresenta os
menores valores para todas as variáveis morfométricas estudadas, seguido pelo Lago
2 e posteriormente o Lago 3 (Tabela 2).
Tabela 2. Valores de área superficial (m
2
), perímetro (m) e comprimento máximo (m) nos 3 Lagos
durante o período de estudo.
Área superficial (m
2
) Perímetro (m) Comprimento máximo (m)
Lago 1 5.885 292,76 105,63
Lago 2 7.287 373,13 127,68
Lago 3 8.380 522,83 140,30
A ligação entre os Lagos 1 e 2 é aberta, formando uma cascata, medindo
24,75 m. Entre o Lago 2 e 3, esta ligação é fechada e mede 26,32 m. Ambas tomadas
de saídas de água são superficiais (Anexo 1).
- Profundidade:
Durante o período de estudo, o valor máximo registrado foi 2,30 m
(inverno, Lago 2) e o valor mínimo registrado foi 1,20 m (outono, Lagos 2 e 3)
(Figura 2, Tabela 3).
29
Tabela 3. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação da profundidade
(m) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
Primavera Verão Outono Inverno
Média
1,8 1,7 1,3 1,8
Máx.
1,8 1,8 1,5 2,3
Mín. 1,7 1,5 1,2 1,5
Desvio Padrão 0,0 0,1 0,2 0,5
Coef. Var. (%) 2,9 8,0 13,3 26,1
Lago 1
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
Primavera Verão Outono Inverno
Profundidade (m)
Lago 2
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
Primavera Verão Outono Inverno
Profundidade (m)
Lago 3
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
Primavera Verão Outono Inverno
Profundidade (m)
Figura 2. Valores de profundidade (m) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
4.2..Variáveis climatológicas
- Precipitação:
Os valores de precipitação e temperatura média do ar para o município de
São Paulo/SP obtidos nos meses onde houve coleta estão descritos na Figura 3 e na
Tabela 4.
30
Na primavera, os valores de precipitação da semana que antecedeu a
coleta foram 0,3 mm, 7,9 mm e 36, 2 mm no dia da coleta. A temperatura média
registrada para o período foi 21ºC.
No verão, os valores de precipitação da semana que antecedeu a coleta
foram 19,0 mm, 100,1 mm e 3,2 mm no dia da coleta. A temperatura média
registrada para o período foi 23,7ºC.
No outono, os valores de precipitação da semana que antecedeu a coleta
foram 9,2 mm, 0,0 mm e 1,6 mm no dia da coleta. A temperatura média registrada
para o período foi 23,1ºC.
No inverno, os valores de precipitação da semana que antecedeu a coleta
foram 0,0 mm, 13,8 mm e 1,0 mm no dia da coleta. A temperatura média registrada
para o período foi 17,3ºC.
Tabela 4. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação da precipitação
(mm) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
Primavera Verão Outono Inverno
Média
18,3 17,8 6,3 6,1
Máx.
48,6 100,1 39,9 38,6
Mín. 0,0 0,0 0,0 0,0
Desvio Padrão 19,9 33,9 13,9 13,5
Coef. Var. (%) 108,8 191,1 219,8 220,3
31
0
20
40
60
80
100
03-05 06-09 10-12 13-16 17-19 20-23 24-26 27-30
Dias
Precipitação (mm)
0
5
10
15
20
25
30
Temperatura (ºC)
Primavera Verão Outono Inverno
■
●
○ □
Figura 3. Valores de precipitação (mm) e temperatura média do ar (ºC) nos 3 Lagos durante o período
de estudo segundo Banco de Dados Virtual do CIIAGRO (○ = coleta na Primavera; ● = coleta no
Verão; □ = coleta no Outono; ■ = coleta no Inverno).
- Temperatura do ar:
Durante o período de estudo, o valor máximo registrado foi 29ºC
(primavera, Lago 1) e o valor mínimo registrado foi 17ºC (inverno, Lago 3) (Figura
4, Tabela 5).
Nota-se que não houve uma sazonalidade, já que a média de temperatura
no outono (26ºC) e na primavera (28ºC) foi maior do que no verão (21ºC).
Tabela 5. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação da temperatura do
ar (ºC) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
Primavera Verão Outono Inverno
Média
28 21 26 18
Máx.
29 21 28 18
Mín. 27 21 25 17
Desvio Padrão 1,2 0,0 1,5 0,6
Coef. Var. (%) 4,2 0,0 5,8 3,3
32
Lago 1
0
5
10
15
20
25
30
Primavera Verão Outono Inverno
Temperatura (ºC)
Lago 2
0
5
10
15
20
25
30
Primavera Verão Outono Inverno
Temperatura (ºC)
Lago 3
0
5
10
15
20
25
30
Primavera Verão Outono Inverno
Temperatura (ºC)
Figura 4. Valores de temperatura do ar (ºC) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
4.3..Variáveis físicas e químicas
- Temperatura da água:
Durante o período de estudo, o valor máximo registrado foi 25ºC
(outono, superfície, Lago 1) e o valor mínimo registrado foi 16ºC (inverno, fundo,
Lago 3) (Figura 5, Tabela 6).
Na primavera, a temperatura da água variou entre 23ºC nos Lago 2 e
Lago 3 (fundo) a 24ºC no Lago 3 (superfície). No verão, a temperatura da água
permaneceu constante em 22ºC para todos os Lagos. No outono, a temperatura da
água variou entre 23ºC no fundo do Lago 2 e 3 a 25ºC no Lago 1 (superfície). No
inverno, a temperatura do ar variou entre 16ºC no Lago 3 (fundo) a 17ºC nos Lagos 1
e 2.
Houve oscilação vertical de, no máximo, 1ºC em todas as estações, sendo
que no verão a temperatura da água permaneceu constante em todos os Lagos
33
estudados. Nota-se que essa variável não seguiu o padrão de sazonalidade, já que a
média de temperatura no outono (25ºC) e na primavera (27ºC) foi maior do que no
verão (21ºC).
Tabela 6. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação da temperatura da
água (ºC) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
Primavera Verão Outono Inverno
Média
23,4 22,0 23,8 16,8
Máx.
24,0 22,0 25,0 17,0
Mín. 23,0 22,0 23,0 16,0
Desvio Padrão 0,5 0,0 0,8 0,4
Coef. Var. (%) 2,1 0,0 3,2 2,5
Lago 1
0
5
10
15
20
25
30
Primavera Verão Outono Inverno
Temperatura (ºC)
Superfície Fundo
Lago 2
0
5
10
15
20
25
30
Primavera Verão Outono Inverno
Temperatura (ºC)
Superfície Fundo
Lago 3
0
5
10
15
20
25
30
Primavera Verão Outono Inverno
Temperatura (ºC)
Superfície Fundo
Figura 5. Valores de temperatura da água (ºC) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
- Transparência e Zona Eufótica:
Durante o período de estudo, o valor máximo registrado foi 0,50 m para
transparência e 1,50 m para zona eufótica (verão, Lago 2). O valor mínimo registrado
34
foi 0,10 m para a transparência e 0,30 m para zona eufótica (primavera, Lagos 1, 2 e
3) (Figura 6, Tabelas 7 e 8).
Tabela 7. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação da transparência
(m) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
Primavera Verão Outono Inverno
Média
0,1 0,4 0,2 0,3
Máx.
0,1 0,5 0,2 0,4
Mín. 0,1 0,4 0,2 0,3
Desvio Padrão 0,0 0,1 0,0 0,1
Coef. Var. (%) 0,0 18,3 0,0 17,3
Tabela 8. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação da zona eufótica
(m) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
Primavera Verão Outono Inverno
Média
0,3 1,3 0,6 1,0
Máx.
0,3 1,5 0,6 1,2
Mín. 0,3 1,1 0,6 0,9
Desvio Padrão 0,0 0,2 0,0 0,2
Coef. Var. (%) 0,0 18,3 0,0 17,3
Lago 1
0,0
0,4
0,8
1,2
1,6
Primavera Verão Outono Inverno
Profundidade (m)
Transparência Zona Eufótica
Lago 2
0,0
0,4
0,8
1,2
1,6
Primavera Verão Outono Inverno
Profundidade (m)
Transparência Zona Eufótica
Lago 3
0,0
0,4
0,8
1,2
1,6
Primavera Verão Outono Inverno
Profundidade (m)
Transparência Zona Eufótica
Figura 6. Valores de transparência e zona eufótica(m) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
35
- Potencial hidrogeniônico:
Durante o período de estudo, o valor máximo registrado foi 9,2 (outono,
superfície, Lago 3) e o valor mínimo registrado foi 4,7 (primavera, fundo, Lago 1)
(Figura 7, Tabela 9).
Na primavera, o pH variou entre 6,8 no Lago 1 (fundo) a 9,1 no Lago 2
(superfície). No verão, o pH variou entre 4,7 no Lago 1 (fundo) a 6,5 no Lago 3
(fundo). No outono, o pH variou entre 7,7 no Lago 1 (superfície) a 9,2 no Lago 3
(superfície). No inverno, o pH variou entre 6,2 no Lago 1 (superfície) a 8,7 no Lago
3 (superfície).
O Lago 1 possui os valores mais baixos de pH para todas as estações e os
valores mais altos pertencem ao Lago 3, exceto durante o verão.
Tabela 9. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação do pH nos 3 Lagos
durante o período de estudo.
Primavera Verão Outono Inverno
Média
8,1 5,9 8,7 7,7
Máx.
9,1 6,5 9,2 8,7
Mín. 6,8 4,7 7,7 6,2
Desvio Padrão 1,0 0,9 0,6 1,0
Coef. Var. (%) 11,9 15,4 6,7 13,0
36
Lago 1
0
2
4
6
8
10
Primavera Verão Outono Inverno
pH
Superfície Fundo
Lago 2
0
2
4
6
8
10
Primavera Verão Outono Inverno
pH
Superfície Fundo
Lago 3
0
2
4
6
8
10
Primavera Verão Outono Inverno
pH
Superfície Fundo
Figura 7. Valores de pH nos 3 Lagos durante o período de estudo.
- Condutividade:
Durante o período de estudo, o valor máximo registrado foi 326 µS/cm
(inverno, fundo, Lago 2 e superfície Lago 3) e o valor mínimo registrado foi 167
µS/cm (outono, superfície, Lago 3) (Figura 8, Tabela 10).
Na primavera, a condutividade variou entre 230 µS/cm no Lago 3
(superfície) a 242 µS/cm no Lago 1 (fundo). No verão, a condutividade variou entre
168 µS/cm no Lago 1 (superfície) a 175 µS/cm no Lago 2 (fundo). No outono, a
condutividade variou entre 167 µS/cm no Lago 3 (superfície) a 174 µS/cm no Lago 1
(superfície). No inverno, a condutividade variou entre 264 µS/cm no Lago 2
(superfície) a 326 µS/cm no Lago 2 (fundo) e Lago 3 (superfície).
37
Tabela 10. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação da condutividade
(µS/cm) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
Primavera Verão Outono Inverno
Média
235 172 171 300
Máx.
242 175 174 326
Mín. 230 168 167 264
Desvio Padrão 4,3 2,5 2,6 26,4
Coef. Var. (%) 1,8 1,5 1,5 8,8
Lago 1
0
100
200
300
400
Primavera Verão Outono Inverno
Condutividade (µS/cm
)
Superfície Fundo
Lago 2
0
100
200
300
400
Primavera Verão Outono Inverno
Condutividade (µS/cm
)
Superfície Fundo
Lago 3
0
100
200
300
400
Primavera Verão Outono Inverno
Condutividade (µS/cm
)
Superfície Fundo
Figura 8. Valores de condutividade (µS/cm) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
- Turbidez:
Durante o período de estudo, o valor máximo registrado foi 79 UNT
(primavera, superfície, Lago 3) e o valor mínimo registrado foi 23 UNT (verão,
superfície, Lago 1) (Figura 9, Tabela 11).
Na primavera, a turbidez variou entre 55 UNT no Lago 1 (fundo) a 79
UNT no Lago 3 (superfície). No verão, a turbidez variou entre 23 UNT no Lago 1
(superfície) a 29 UNT no Lago 3 (fundo). No outono, a turbidez variou entre 28 UNT
no Lago 2 (fundo) a 50 UNT no Lago 3 (fundo). No inverno, a turbidez variou entre
34 UNT no Lago 1 (superfície) a 55 UNT no Lago 3 (superfície).
38
Tabela 11. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação da turbidez (UNT)
nos 3 Lagos durante o período de estudo.
Primavera Verão Outono Inverno
Média
64 26 41 40
Máx.
79 29 50 55
Mín. 55 23 28 34
Desvio Padrão 8,9 2,1 8,1 8,5
Coef. Var. (%) 14,0 8,1 20,0 21,3
Lago 1
0
20
40
60
80
Primavera Verão Outono Inverno
Turbidez (UNT)
Superfície Fundo
Lago 2
0
20
40
60
80
Primavera Verão Outono Inverno
Turbidez (UNT)
Superfície Fundo
Lago 3
0
20
40
60
80
Primavera Verão Outono Inverno
Turbidez (UNT)
Superfície Fundo
Figura 9. Valores de turbidez (UNT) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
- Oxigênio dissolvido:
Durante o período de estudo, o valor máximo registrado foi 12,8 mg/L
(primavera, superfície, Lago 3) e o valor mínimo registrado foi 2,4 mg/L (verão,
fundo, Lago 1) (Figura 10, Tabela 12).
Na primavera, o oxigênio dissolvido variou entre 4,2 mg/L no Lago 1
(fundo) a 12,8 mg/L no Lago 3 (superfície). No verão, o oxigênio dissolvido variou
entre 2,4 mg/L no Lago 1 (fundo) a 4,8 mg/L no Lago 3 (fundo). No outono, o
oxigênio dissolvido variou entre 3,2 mg/L no Lago 3 (fundo) a 7,2 mg/L no Lago 2
39
(superfície). No inverno, o oxigênio dissolvido variou entre 5,5 mg/L no Lago 1
(fundo) a 8,1 mg/L no Lago 3 (superfície).
Em todas as estações, os valores de oxigênio são mais altos na superfície
(exceto no verão do Lago 3) e os valores de oxigênio mais baixos estão no fundo.
Nota-se também que as concentrações mais altas de oxigênio foram encontradas na
primavera, houve um decréscimo brusco para o verão e os valores subiram
gradativamente no outono (exceto Lago 3, cujos valores diminuíram) e inverno.
Tabela 12. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação do oxigênio
dissolvido (mg/L) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
Primavera Verão Outono Inverno
Média
8,1 3,9 5,4 7,0
Máx.
12,8 4,8 7,2 8,1
Mín. 4,2 2,4 3,2 5,5
Desvio Padrão 4,0 0,9 1,8 1,0
Coef. Var. (%) 49,3 24,0 33,0 14,2
Lago 1
0
5
10
15
Primavera Verão Outono Inverno
OD (mg/L)
Superfície Fundo
Lago 2
0
5
10
15
Primavera Verão Outono Inverno
OD (mg/L)
Superfície Fundo
Lago 3
0
5
10
15
Primavera Verão Outono Inverno
OD (mg/L)
Superfície Fundo
Figura 10. Valores de oxigênio dissolvido (mg/L) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
40
- Demanda bioquímica de oxigênio:
Durante o período de estudo, o valor máximo registrado para a DBO foi
26,4 mg/L (inverno, fundo, Lago 1) e o valor mínimo registrado foi 3,2 mg/L (verão,
superfície, Lago 3). Para a DBO filtrada, o valor máximo registrado foi 7,2 mg/L
(inverno, superfície, Lago 1) e o valor mínimo registrado foi 1,0 mg/L (outono,
superfície, Lago 3) (Figura 11, Tabela 13).
Quanto a DBO da primavera, expõe-se que não foi possível realizar as
análises devido a limitações laboratoriais para a execução desta atividade. No
outono, a amostra foi diluída numa concentração que não permitiu leitura pelo
método escolhido, restando apenas a DBO filtrada para o período.
No verão, a DBO variou entre 3,2 mg/L no Lago 3 (superfície) a 7,2
mg/L no Lago 3 (fundo). No inverno, a DBO variou entre 7,7 mg/L no Lago 3
(fundo) a 26,4 mg/L no Lago 1 (fundo).
No verão, a DBO filtrada variou entre 1,6 mg/L no Lago 2 (superfície) a
6,9 mg/L no Lago 3 (fundo). No outono, a DBO filtrada variou entre 1,0 mg/L no
Lago 3 (superfície) a 3,3 mg/L no Lago 1 (superfície). No inverno, a DBO filtrada
variou entre 3,6 mg/L no Lago 1 (fundo) a 7,2 mg/L no Lago 1 (superfície).
Tabela 13. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação da demanda
bioquímica de oxigênio (mg/L) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
Primavera Verão Outono Inverno
Primav
Prim.Filtr
Verão Ver.Filtr
Outono
Out.Filtr
Inverno
Inv.Filtr
Média
- - 5,1 2,6 - 2,0 14,6 4,6
Máx.
- - 7,2 6,9 - 3,3 26,4 7,2
Mín. - - 3,2 1,6 - 1,0 7,7 3,6
Desvio Padrão
- - 1,3 2,1 - 1,0 6,8 1,3
Coef. Var. (%)
- - 25,5 79,8 - 48,2 46,6 28,9
41
Lago 1
0
10
20
30
Primavera
Prim.Filtr
Verão
Ver.Filtr
Outono
Out.Filtr
Inverno
Inv.Filtr
DBO (mg/L)
Superfície Fundo
Lago 2
0
10
20
30
Primavera
Prim.Filtr
Verão
Ver.Filtr
Outono
Out.Filtr
Inverno
Inv.Filtr
DBO (mg/L)
Superfície Fundo
Lago 3
0
10
20
30
Primavera
Prim.Filtr
Verão
Ver.Filtr
Outono
Out.Filtr
Inverno
Inv.Filtr
DBO (mg/L)
Superfície Fundo
Figura 11. Valores de demanda bioquímica de oxigênio (mg/L) nos 3 Lagos durante o período de
estudo.
- Fósforo Total:
Durante o período de estudo, o valor máximo registrado foi 0,550 mg/L
(verão, fundo, Lago 2) e o valor mínimo registrado foi 0,003 mg/L (primavera,
fundo, Lago 3) (Figura 12, Tabela 14).
Na primavera, o fósforo total variou entre 0,003 mg/L no Lago 3 (fundo)
a 0,020 mg/L no Lago 3 (superfície). No verão, o fósforo total variou entre 0,078
mg/L no Lago 3 (fundo) a 0,550 mg/L no Lago 2 (fundo). No outono, o fósforo total
variou entre 0,221 mg/L no Lago 2 (superfície) a 0,450 mg/L no Lago 1 (fundo). No
inverno, o fósforo total variou entre 0,082 mg/L no Lago 2 (superfície) a 0,230 mg/L
no Lago 3.
42
Tabela 14. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação do fósforo total
(mg/L) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
Primavera Verão Outono Inverno
Média
0,013 0,249 0,287 0,157
Máx.
0,020 0,550 0,450 0,230
Mín. 0,003 0,078 0,221 0,082
Desvio Padrão 0,006 0,223 0,087 0,066
Coef. Var. (%) 43,1 89,5 30,3 42,3
Lago 1
0
0,2
0,4
0,6
Primavera Verão Outono Inverno
P Total (mg/L)
Superfície Fundo
Lago 2
0
0,2
0,4
0,6
Primavera Verão Outono Inverno
P Total (mg/L)
Superfície Fundo
Lago 3
0
0,2
0,4
0,6
Primavera Verão Outono Inverno
P Total (mg/L)
Superfície Fundo
Figura 12. Valores das concentrações de fósforo total (mg/L) nos 3 Lagos durante o período de
estudo.
- Ortofosfato:
Durante o período de estudo, o valor máximo registrado foi 0,087 mg/L
(outono e inverno, superfície, Lago 3) e o valor mínimo registrado foi <0,001 mg/L
(outono, fundo, Lago 1 e 2 / inverno, superfície, Lago 1) (Figura 13, Tabela 15).
Na primavera, o ortofosfato variou entre 0,009 mg/L no Lago 2
(superfície) a 0,023 mg/L no Lago 2 (fundo). No verão, o ortofosfato variou entre
0,031 mg/L no Lago 1 (superfície) a 0,041 mg/L no Lago 2 (superfície). No outono,
o ortofosfato variou entre <0,001 mg/L no fundo dos Lagos 1 e 2 a 0,087 mg/L no
43
Lago 3 (superfície). No inverno, o ortofosfato variou entre <0,001 mg/L no Lago 1
(superfície) a 0,087 mg/L no Lago 3 (superfície).
Nota-se que os valores para ortofosfato na primavera, no Lago 1
(superfície e fundo), Lago 2 (fundo) e Lago 3 (fundo) são maiores do que os do
fósforo total.
Tabela 15. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação do ortofosfato
(mg/L) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
Primavera Verão Outono Inverno
Média
0,016 0,037 0,023 0,050
Máx.
0,023 0,041 0,087 0,087
Mín. 0,009 0,031
<0,001 <0,001
Desvio Padrão 0,004 0,004 0,036 0,032
Coef. Var. (%) 28,4 10,1 159,9 63,7
Lago 1
0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10
Primavera Verão Outono Inverno
P-PO4 (mg/L)
Superfície Fundo
Lago 2
0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10
Primavera Verão Outono Inverno
P-PO4 (mg/L)
Superfície Fundo
Lago 3
0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10
Primavera Verão Outono Inverno
P-PO4 (mg/L)
Superfície Fundo
Figura 13. Valores das concentrações de ortofosfato (mg/L) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
44
- Nitrogênio total:
Durante o período de estudo, o valor máximo registrado foi 0,952 mg/L
(primavera, fundo, Lago 3) e o valor mínimo registrado foi 0,026 mg/L (outono,
superfície, Lago 2) (Figura 14, Tabela 16).
Na primavera, o nitrogênio total variou entre 0,336 mg/L no Lago 3
(superfície) a 0,952 mg/L no Lago 3 (fundo). No verão, o nitrogênio total variou
entre 0,571 mg/L no Lago 3 (fundo) a 0,818 mg/L no Lago 2 (superfície). No outono,
o nitrogênio total variou entre 0,026 mg/L no Lago 2 (superfície) a 0,063 mg/L no
Lago 1 (fundo). No inverno, o nitrogênio total variou entre 0,346 mg/L no Lago 3
(fundo) a 0,627 mg/L no Lago 1 (superfície).
Nota-se que os valores para nitrogênio total no outono são menores do
que os do fósforo total para o mesmo período.
Tabela 16. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação do nitrogênio total
(mg/L) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
Primavera Verão Outono Inverno
Média
0,653 0,703 0,048 0,437
Máx.
0,952 0,818 0,063 0,627
Mín. 0,336 0,571 0,026 0,346
Desvio Padrão 0,217 0,101 0,016 0,099
Coef. Var. (%) 33,3 14,4 34,0 22,7
45
Lago 1
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
Primavera Verão Outono Inverno
N Total (mg/L)
Superfície Fundo
Lago 2
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
Primavera Verão Outono Inverno
N Total (mg/L)
Superfície Fundo
Lago 3
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
Primavera Verão Outono Inverno
N Total (mg/L)
Superfície Fundo
Figura 14. Valores das concentrações de nitrogênio total (mg/L) nos 3 Lagos durante o período de
estudo.
- Nitrogênio amoniacal:
Durante o período de estudo, o valor máximo registrado foi 0,504 mg/L
(primavera, superfície, Lago 2) e o valor mínimo registrado foi 0,019 mg/L (outono,
superfície, Lago 2) (Figura 15, Tabela 17).
Na primavera, o nitrogênio amoniacal variou entre 0,280 mg/L no Lago 1
e no Lago 2 (fundo) a 0,504 mg/L no Lago 2 (superfície). No verão, o nitrogênio
amoniacal variou entre 0,133 mg/L no Lago 3 (superfície) a 0,413 mg/L no Lago 1
(superfície). No outono, o nitrogênio amoniacal variou entre 0,019 mg/L no Lago 2
(superfície) a 0,081 mg/L no Lago 1 (fundo). No inverno, o nitrogênio amoniacal
variou entre 0,022 mg/L no Lago 3 (superfície) a 0,146 mg/L no Lago 1 (fundo).
Nota-se que os valores para nitrogênio amoniacal no outono, nos Lagos 1
e 2 (fundo) são maiores do que os do nitrogênio total.
46
Tabela 17. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação do nitrogênio
amoniacal (mg/L) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
Primavera Verão Outono Inverno
Média
0,355 0,305 0,045 0,069
Máx.
0,504 0,413 0,081 0,146
Mín. 0,280 0,133 0,019 0,022
Desvio Padrão 0,098 0,106 0,021 0,057
Coef. Var. (%) 27,7 34,9 46,6 83,3
Lago 1
0
0,2
0,4
0,6
Primavera Verão Outono Inverno
NH3 (mg/L)
Superfície Fundo
Lago 2
0
0,2
0,4
0,6
Primavera Verão Outono Inverno
NH3 (mg/L)
Superfície Fundo
Lago 3
0
0,2
0,4
0,6
Primavera Verão Outono Inverno
NH3 (mg/L)
Superfície Fundo
Figura 15. Valores das concentrações de nitrogênio amoniacal (mg/L) nos 3 Lagos durante o período
de estudo.
4.4..Variáveis biológicas
- Coliformes Totais e Termotolerantes:
Durante o período de estudo, o valor máximo registrado foi 2,2x104
(inverno, Lago 1) e o valor mínimo registrado foi 2,3x100 (primavera Lago 2)
(Figura 16, Tabela 18).
Na primavera, o coliforme total variou entre 1,3x102 no Lago 2 a
1,1x103 no Lago 1 e o coliforme termotolerante variou entre 2,3x100 no Lago 2 a
47
8,0x101 no Lago 3. No verão, o coliforme total variou entre 7,0x102 no Lago 3 a
1,3x104 no Lago 1 e o coliforme termotolerante variou entre 1,7x102 no Lago 1 a
3,0x102 no Lago 2. No outono, o coliforme total variou entre 8,0x102 no Lago 3 a
1,1x103 no Lago 2 e o coliforme termotolerante variou entre 8,0x100 no Lago 3 a
1,4x103 no Lago 1. No inverno, o coliforme total variou entre 1,3x103 no Lago 3 a
2,2x104 no Lago 1 e o coliforme termotolerante variou entre 4,0x101 nos Lagos 2 e
3 a 1,1x104 no Lago 1.
Tabela 18. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação dos coliformes
totais e termotolerantes (NMP org/100mL) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
Primavera Verão Outono Inverno
ColTot
ColTerm
ColTot
ColTerm
ColTot ColTerm
ColTot ColTerm
Média
487 194 4833 233 1100 496 8533 3693
Máx.
1100 500 13000 300 1400 1400 22000 11000
Mín. 130 2 700 170 800 8 1300 40
Desvio Padrão
533,5 267,8 7072,7
65,1 300,0 783,7 11673,2
6327,8
Coef. Var. (%)
109,6 137,9 146,3 27,9 27,3 158,0 136,8 171,3
Lago 1
0
5
10
15
20
Primavera Verão Outono Inverno
Milhares
Coliformes (org/100 mL)
Col Tot Col Term
Lago 2
0
5
10
15
20
Primavera Verão Outono Inverno
Milhares
Coliformes (org/100 mL)
Col Tot Col Term
Lago 3
0
5
10
15
20
Primavera Verão Outono Inverno
Milhares
Coliformes (org/100 mL)
Col Tot Col Term
Figura 16. Valores de coliformes totais e termotolerantes (NMP org/100mL) nos 3 Lagos durante o
período de estudo.
48
- Clorofila-a e feofitina:
Durante o período de estudo, o valor máximo registrado para clorofila-a
foi 601,42
µg/L (primavera, superfície, Lago 1) e o valor mínimo registrado foi
<0,001
µg/L (outono, Lago 1) (Figura 17, Tabela 19).
Na primavera, a clorofila-a variou entre 243,24
µg/L Lago 3 (superfície)
a 601,42
µg/L no Lago 1 (superfície). No verão, a clorofila-a variou entre 21,38 µg/L
no Lago 1 (superfície) a 39,42
µg/L no Lago 3 (superfície). No outono, a clorofila-a
variou entre <0,001
µg/L no Lago 1 a 93,55 µg/L no Lago 2 (superfície). No inverno,
a clorofila-a variou entre 37,42
µg/L no Lago 3 (fundo) a 184,29 µg/L no Lago 3
(superfície).
Nota-se também que as concentrações mais altas foram encontradas na
primavera, houve um decréscimo brusco para o verão e os valores foram subindo
gradativamente no outono (exceto para o Lago 1) e inverno.
Tabela 19. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação da clorofila-a
(µg/L) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
Primavera Verão Outono Inverno
Média
357,1 31,7 38,8 98,7
Máx.
601,4 39,4 93,6 184,3
Mín. 243,2 21,4 <0,001 37,4
Desvio Padrão 124,4 6,4 36,3 57,9
Coef. Var. (%) 34,8 20,1 93,5 58,7
49
Lago 1
0
200
400
600
Primavera Verão Outono Inverno
Clorofila-a (
µ
g/L)
Superfície Fundo
Lago 2
0
200
400
600
Primavera Verão Outono Inverno
Clorofila-a (
µ
g/L)
Superfície Fundo
Lago 3
0
200
400
600
Primavera Verão Outono Inverno
Clorofila-a (µg/L)
Superfície Fundo
Figura 17. Valores das concentrações de clorofila-a (µg/L) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
Durante o período de estudo, o valor máximo registrado para feofitina foi
63,48
µg/L (outono, fundo, Lago 3) e o valor mínimo registrado foi <0,001 µg/L
(primavera, superfície, Lago 2 / verão, superfície, Lago 3 / outono, superfície, Lago 2
/ inverno, fundo dos Lagos 2 e 3) (Figura 18, Tabela 20).
Na primavera, a feofitina variou entre <0,001 µg/L Lago 2 (superfície) a
38,75
µg/L no Lago 1 (fundo). No verão, a feofitina variou entre <0,001 µg/L no
Lago 3 (superfície) a 30,83
µg/L no Lago 1 (fundo). No outono, a feofitina variou
entre <0,001
µg/L no Lago 2 (superfície) a 63,48 µg/L no Lago 3 (fundo). No
inverno, a feofitina variou entre <0,001
µg/L no fundo do Lago 2 e 3 a 9,99 µg/L no
Lago 1 (fundo).
50
Tabela 20. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação da feofitina (µg/L)
nos 3 Lagos durante o período de estudo.
Primavera Verão Outono Inverno
Média
13,6 10,7 32,3 4,6
Máx.
38,8 30,8 63,5 10,0
Mín. <0,001 <0,001 <0,001 <0,001
Desvio Padrão 13,2 10,7 29,5 4,8
Coef. Var. (%) 97,5 99,9 91,3 105,4
Lago 1
0
20
40
60
80
Primavera Verão Outono Inverno
Feofitina-a (µg/L)
Superfície Fundo
Lago 2
0
20
40
60
80
Primavera Verão Outono Inverno
Feofitina-a (µg/L)
Superfície Fundo
Lago 3
0
20
40
60
80
Primavera Verão Outono Inverno
Feofitina-a (µg/L)
Superfície Fundo
Figura 18. Valores das concentrações de feofitina (µg/L) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
- Composição florística:
Durante o período de estudo foram identificados 125 táxons distribuídos
em 12 classes. A classe com maior representatividade foi Chlorophyceae com 38,8%,
seguida por Cyanobacteria (23,8%), Euglenophyceae (8,7%), Cryptophyceae (6,3%),
Zygnemaphyceae (5,5%), Bacillariophyceae (4,7%) e 11,1% para as demais classes
(Chrysophyceae, Coscinodiscophyceae, Dinophyceae, Xanthophyceae,
Craspedomonadophyceae e Fragilariophyceae) (Figura 19).
51
39%
24%
9%
11%
6%
6%
5%
Chlorophyceae Cyanobacteria Euglenophyceae Cryptophyceae
Zygnemaphyceae Bacillariophyceae Outras
Figura 19. Distribuição dos táxons (%) em função das classes nos 3 Lagos durante o período de
estudo.
Foram identificados 21 táxons na primavera (2 exclusivos para o
período), 71 táxons no verão (12 exclusivos para o período), 74 táxons no outono (11
exclusivos para o período) e 81 táxons no inverno (14 exclusivos para o período)
(Figura 20).
Na primavera, a classe mais representada é Cyanobacteria (38,1%),
seguida por Chlorophyceae e Chrysophyceae (14,3%), Cryptophyceae e
Euglenophyceae (9,5%) e Craspedomonadophyceae, Zygnemaphyceae,
Bacillariophyceae (4,8%).
No verão, a classe mais representada é Chlorophyceae (38,0%),
Cyanobacteria (19,7%), Cryptophyceae (8,5%), Euglenophyceae (7,0%),
Zygnemaphyceae e Bacillariophyceae (5,6%), Chrysophyceae (4,2%), Dinophyceae,
Xanthophyceae e Coscinodiscophyceae (2,8%), Craspedomonadophyceae e
Fragilariophyceae (1,4%).
No outono, a classe mais representada é Chlorophyceae (45,9%),
Cyanobacteria (27,0%), Zygnemaphyceae (5,4%), Chrysophyceae, Cryptophyceae e
Euglenophyceae (4,1%), Coscinodiscophyceae (2,7%), Craspedomonadophyceae,
Dinophyceae, Xanthophyceae, Bacillariophyceae e Fragilariophyceae (1,4%).
52
No inverno, a classe mais representada é Chlorophyceae (43,2%),
Cyanobacteria (27,2%), Cryptophyceae, Euglenophyceae e Zygnemaphyceae (6,2%),
Bacillariophyceae (3,7%), Coscinodiscophyceae (2,5%), Chrysophyceae,
Craspedomonadophyceae, Xanthophyceae e Fragilariophyceae (1,2%).
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
%
Cyanobacteria
Chlorophyceae
Chrysophyceae
Craspedomonadophyceae
Cryptophyceae
Dinophyceae
Euglenophyceae
Xanthophyceae
Zygnemaphyceae
Bacillariophyceae
Coscinodiscophyceae
Fragilariophyceae
Primavera Verão Outono Inverno
Figura 20. Distribuição dos grupos (%) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
- Densidade total:
Durante o período de estudo, o valor máximo registrado foi 34.510
org/mL (inverno, superfície, Lago 2) e o valor mínimo registrado foi 1.301 org/mL
(verão, superfície, Lago 2) (Figura 21, Tabela 21).
Na primavera, a densidade variou entre 16.909 org/mL no Lago 1 (fundo)
a 21.488 org/mL no Lago 2 (fundo). No verão, a densidade variou entre 1.301
org/mL no Lago 2 (superfície) a 2.661 org/mL no Lago 1 (superfície). No outono, a
densidade variou entre 9.189 org/mL no Lago 2 (fundo) a 22.177 org/mL no Lago 1
(superfície). No inverno, a densidade variou entre 27.718 org/mL no Lago 3
(superfície) a 34.510 org/mL no Lago 2 (superfície).
53
Tabela 21. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação da densidade total
(org/mL) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
Primavera Verão Outono Inverno
Média
19.708 1.954 14.570 30.282
Máx.
21.488 2.661 22.177 34.510
Mín. 16.909 1.301 9.189 27.718
Desvio Padrão 2153,1 490,8 4782,0 2718,7
Coef. Var. (%) 10,9 25,1 32,8 9,0
Lago 1
0
10.000
20.000
30.000
40.000
Primavera Verão Outono Inverno
Densidade (org/mL)
Superfície Fundo
Lago 2
0
10.000
20.000
30.000
40.000
Primavera Verão Outono Inverno
Densidade (org/mL)
Superfície Fundo
Lago 3
0
10.000
20.000
30.000
40.000
Primavera Verão Outono Inverno
Densidade (org/mL)
Superfície Fundo
Figura 21. Densidade total (org/mL) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
- Biovolume e Estimativa de células:
Comparando-se a densidade, biovolume e número de células das espécies
da classe Cyanobacteria, observam-se diferenças entre as porcentagens de
contribuição.
Durante o período de estudo, o valor total máximo registrado para o
biovolume foi 96,2 mm
3
/L (primavera, superfície, Lago 3) e o valor total mínimo
registrado foi 1,9 mm
3
/L (verão, superfície, Lago 2) (Tabela 22, Figura 22).
54
Na primavera, o biovolume total variou entre 21,3 mm
3
/L no Lago 3
(superfície) a 96,2 mm
3
/L no Lago 3 (fundo). No verão, o biovolume total variou
entre 1,9 mm
3
/L no Lago 2 (superfície) a 3,2 mm
3
/L no Lago 3 (fundo). No outono, o
biovolume total variou entre 8,8 mm
3
/L no Lago 2 (fundo) a 15,9 mm
3
/L no Lago 1
(superfície). No inverno, o biovolume total variou entre 8,4 mm
3
/L no Lago 1
(fundo) a 13,9 mm
3
/L no Lago 3 (fundo).
Tabela 22. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação do biovolume
(mm
3
/L) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
Primavera Verão Outono Inverno
Média
76,3 2,5 12,0 10,8
Máx.
96,2 3,2 15,9 13,9
Mín. 21,3 1,9 8,8 8,4
Desvio Padrão 28,7 0,4 2,6 2,2
Coef. Var. (%) 37,6 17,8 22,0 20,0
Lago 1
0
20
40
60
80
100
Primavera Verão Outono Inverno
Biovolume (mm3/L)
Superfície Fundo
Lago 2
0
20
40
60
80
100
Primavera Verão Outono Inverno
Biovolume (mm3/L)
Superfície Fundo
Lago 3
0
20
40
60
80
100
Primavera Verão Outono Inverno
Biovolume (mm3/L)
Superfície Fundo
Figura 22. Biovolume total (mm
3
/L) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
Durante o período de estudo, o valor total máximo registrado para a
estimativa de células foi 751.507 cel/mL (primavera, fundo, Lago 2) e o valor total
mínimo registrado foi 15.616 cel/mL (verão, superfície, Lago 2) (Tabela 23, Figura
23).
55
Na primavera, a estimativa de células variou entre 580.394 cel/mL no
Lago 1 (fundo) a 751.507 cel/mL no Lago 2 (fundo). No verão, a estimativa de
células variou entre 15.616 cel/mL no Lago 2 (superfície) a 30.147 cel/mL no Lago 3
(fundo). No outono, a estimativa de células variou entre 112.736 cel/mL no Lago 1
(fundo) a 287.156 cel/mL no Lago 1 (superfície). No inverno, a estimativa de células
variou entre 176.695 cel/mL no Lago 1 (superfície) a 567.426 cel/mL no Lago 3
(fundo).
Tabela 23. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação da estimativa de
células (cel/mL) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
Primavera Verão Outono Inverno
Média
686.057 22.355 186.269 326.316
Máx.
751.507 30.147 287.156 567.426
Mín. 580.394 15.616 112.736 176.695
Desvio Padrão 78.040,7 4.823,7 75.446,5 146.774,4
Coef. Var. (%) 11,4 21,6 40,5 45,0
Lago 1
0
200000
400000
600000
800000
Primavera Verão Outono Inverno
Estimativa de Células (cel/mL)
Superfície Fundo
Lago 2
0
200000
400000
600000
800000
Primavera Verão Outono Inverno
Estimativa de Células (cel/mL)
Superfície Fundo
Lago 3
0
200000
400000
600000
800000
Primavera Verão Outono Inverno
Estimativa de Células (cel/mL)
Superfície Fundo
Figura 23. Estimativa de células (cel/m/L) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
56
Analisando o período da primavera, as maiores contribuições em relação
a densidade, biovolume e estimativa de células foram: Cylindrospermopsis
raciborskii (104.574 org/mL, 389 mm
3
/L e 3.346.367 cel/mL) e Planktothrix agardii
(8.553 org/mL, 82 mm
3
/L e 530.281 cel/mL), Planktothrix isothrix (2.362 org/mL,
51 mm
3
/L e 222.048 cel/mL). Nota-se percentualmente que o gênero Planktothrix
possui valores de biovolume maiores do que os de densidade e o inverso ocorre para
C. raciborskii (Figuras 24, 25 e 26).
Analisando o período do verão, as maiores contribuições em relação a
densidade foram: Cylindrospermopsis raciborskii (2.493 org/mL), Pseudanabaena
mucicola (2.042 org/mL), Merismopedia trolleri (512 org/mL) e Merismopedia
tenuissima (474 org/mL). Quanto ao biovolume e a estimativa de células, as maiores
contribuições foram: Cylindrospermopsis raciborskii (9 mm
3
/mL e 79.784 cel/mL),
Microcystis aeruginosa (2 mm
3
/mL e 26.468 cel/mL) e Planktothrix agardii (2
mm
3
/mL e 10.400 cel/mL) (Figuras 24, 25 e 26).
Analisando o período do outono, as maiores contribuições em relação a
densidade foram: Chroococcus minutus (2.9890 org/mL), Cylindrospermopsis
raciborskii (13.734 org/mL), Geitlerinema unigranulatum (5.982 org/mL),
Merismopedia tenuissima (3.708 org/mL) e Pseudanabaena mucicola (3.693
org/mL). Quanto ao biovolume, as maiores contribuições foram: Cylindrospermopsis
raciborskii (51 mm
3
/mL), Microcystis aeruginosa (6 mm
3
/mL), Planktothrix agardii
(4 mm
3
/mL), Chroococcus minutus (3 mm
3
/mL), Coelosphaerium evidenter-
marginatum (2 mm
3
/mL) e Sphaerovacum brasiliensis (2 mm
3
/mL). Quanto a
estimativa de células, as maiores contribuições foram: Cylindrospermopsis
raciborskii (439.481 cel/mL), Coelosphaerium evidenter-marginatum (190.390
cel/mL), Geitlerinema unigranulatum (137.586 cel/mL), Aphanocapsa incerta
(70.748 cel/mL), Sphaerovacum brasiliensis (67.000 cel/mL), Chroococcus minutus
(59.780 cel/mL) e Microcystis aeruginosa (58.342 cel/mL) (Figuras 24, 25 e 26).
Analisando o período do inverno, as maiores contribuições em relação a
densidade foram: Chroococcus minutus (162.907 org/mL), Pseudanabaena mucicola
(4.761 org/mL) e Cylindrospermopsis raciborskii (2.815 org/mL). Quanto ao
biovolume, as maiores contribuições foram: Chroococcus minutus (18 mm
3
/mL),
57
Coelosphaerium evidenter-marginatum (11 mm
3
/mL), Cylindrospermopsis
raciborskii (10 mm
3
/mL), Planktothrix agardii (9 mm
3
/mL), Microcystis aeruginosa
(7 mm
3
/mL) e Planktothrix isothrix (3 mm
3
/mL). Quanto a estimativa de células, as
maiores contribuições foram: Coelosphaerium evidenter-marginatum (1.270.980
cel/mL), Chroococcus minutus (325.815 cel/mL), Cylindrospermopsis raciborskii
(90.073 cel/mL), Microcystis aeruginosa (73.942 cel/mL), Planktothrix agardii
(59.297 cel/mL) e Sphaerovacum brasiliensis (54.517 cel/mL) (Figuras 24, 25 e 26).
Lago 1
0
10000
20000
30000
40000
50000
60000
70000
Chroococcus minor
Chroococcus minutus
Chroococcus turgidus
Aphanocapsa delicatissima
Aphanocapsa elachista
Aphanocapsa incerta
Coelosphaerium evidenter-marginatum
Merismopedia glauca
Merismopedia tenuissima
Merismopedia trolleri
Sphaerovacum brasiliensis
Synechocystis aquatilis
Woronichinia naegeliana
Microcystis aeruginosa
Microcystis panniformis
Microcystis protocystis
Synechococcus nidulans
Geitlerinema unigranulatum
Phormidium sp.
Planktothrix agardii
Planktothrix isothrix
Pseudanabaena galeata
Pseudanabaena mucicola
Romeria gracilis
Anabaena planctonica
Anabaena solitaria
Anabaena spiroides
Cylindrospermopsis raciborskii
Raphidiopsis mediterranea
Densidade total (org/mL)
P1S P1F V1S V1F O1S O1F I1S I1F
58
Lago 1
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
Chroococcus minor
Chroococcus minutus
Chroococcus turgidus
Aphanocapsa delicatissima
Aphanocapsa elachista
Aphanocapsa incerta
Coelosphaerium evidenter-marginatum
Merismopedia glauca
Merismopedia tenuissima
Merismopedia trolleri
Sphaerovacum brasiliensis
Synechocystis aquatilis
Woronichinia naegeliana
Microcystis aeruginosa
Microcystis panniformis
Microcystis protocystis
Synechococcus nidulans
Geitlerinema unigranulatum
Phormidium sp.
Planktothrix agardii
Planktothrix isothrix
Pseudanabaena galeata
Pseudanabaena mucicola
Romeria gracilis
Anabaena planctonica
Anabaena solitaria
Anabaena spiroides
Cylindrospermopsis raciborskii
Raphidiopsis mediterranea
Biovolume (mm3/L)
P1S P1F V1S V1F O1S O1F I1S I1F
Lago 1
0
200000
400000
600000
800000
1000000
1200000
1400000
1600000
Chroococcus minor
Chroococcus minutus
Chroococcus turgidus
Aphanocapsa delicatissima
Aphanocapsa elachista
Aphanocapsa incerta
Coelosphaerium evidenter-marginatum
Merismopedia glauca
Merismopedia tenuissima
Merismopedia trolleri
Sphaerovacum brasiliensis
Synechocystis aquatilis
Woronichinia naegeliana
Microcystis aeruginosa
Microcystis panniformis
Microcystis protocystis
Synechococcus nidulans
Geitlerinema unigranulatum
Phormidium sp.
Planktothrix agardii
Planktothrix isothrix
Pseudanabaena galeata
Pseudanabaena mucicola
Romeria gracilis
Anabaena planctonica
Anabaena solitaria
Anabaena spiroides
Cylindrospermopsis raciborskii
Raphidiopsis mediterranea
Estimativa de Células (cel/mL)
P1S P1F V1S V1F O1S O1F I1S I1F
Figura 24. Densidade total (org/mL), biovolume (mm
3
/L) e estimativa de células (cel/mL)
pertencentes à classe Cyanobacteria no Lago 1 durante o período de estudo (P = primavera; V = verão;
O = outono; I = inverno; S = superfície; F = fundo).
59
Lago 2
0
10000
20000
30000
40000
50000
60000
70000
Chroococcus minor
Chroococcus minutus
Chroococcus turgidus
Aphanocapsa delicatissima
Aphanocapsa elachista
Aphanocapsa incerta
Coelosphaerium evidenter-marginatum
Merismopedia glauca
Merismopedia tenuissima
Merismopedia trolleri
Sphaerovacum brasiliensis
Synechocystis aquatilis
Woronichinia naegeliana
Microcystis aeruginosa
Microcystis panniformis
Microcystis protocystis
Synechococcus nidulans
Geitlerinema unigranulatum
Phormidium sp.
Planktothrix agardii
Planktothrix isothrix
Pseudanabaena galeata
Pseudanabaena mucicola
Romeria gracilis
Anabaena planctonica
Anabaena solitaria
Anabaena spiroides
Cylindrospermopsis raciborskii
Raphidiopsis mediterranea
Densidade total (org/mL)
P2S P2F V2S V2F O2S O2F I2S I2F
Lago 2
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
Chroococcus minor
Chroococcus minutus
Chroococcus turgidus
Aphanocapsa delicatissima
Aphanocapsa elachista
Aphanocapsa incerta
Coelosphaerium evidenter-marginatum
Merismopedia glauca
Merismopedia tenuissima
Merismopedia trolleri
Sphaerovacum brasiliensis
Synechocystis aquatilis
Woronichinia naegeliana
Microcystis aeruginosa
Microcystis panniformis
Microcystis protocystis
Synechococcus nidulans
Geitlerinema unigranulatum
Phormidium sp.
Planktothrix agardii
Planktothrix isothrix
Pseudanabaena galeata
Pseudanabaena mucicola
Romeria gracilis
Anabaena planctonica
Anabaena solitaria
Anabaena spiroides
Cylindrospermopsis raciborskii
Raphidiopsis mediterranea
Biovolume (mm3/L)
P2S P2F V2S V2F O2S O2F I2S I2F
60
Lago 2
0
200000
400000
600000
800000
1000000
1200000
1400000
1600000
Chroococcus minor
Chroococcus minutus
Chroococcus turgidus
Aphanocapsa delicatissima
Aphanocapsa elachista
Aphanocapsa incerta
Coelosphaerium evidenter-marginatum
Merismopedia glauca
Merismopedia tenuissima
Merismopedia trolleri
Sphaerovacum brasiliensis
Synechocystis aquatilis
Woronichinia naegeliana
Microcystis aeruginosa
Microcystis panniformis
Microcystis protocystis
Synechococcus nidulans
Geitlerinema unigranulatum
Phormidium sp.
Planktothrix agardii
Planktothrix isothrix
Pseudanabaena galeata
Pseudanabaena mucicola
Romeria gracilis
Anabaena planctonica
Anabaena solitaria
Anabaena spiroides
Cylindrospermopsis raciborskii
Raphidiopsis mediterranea
Estimativa de Células (cel/mL)
P2S P2F V2S V2F O2S O2F I2S I2F
Figura 25. Densidade total (org/mL), biovolume (mm
3
/L) e estimativa de células (cel/mL)
pertencentes à classe Cyanobacteria no Lago 2 durante o período de estudo (P = primavera; V = verão;
O = outono; I = inverno; S = superfície; F = fundo).
Lago 3
0
10000
20000
30000
40000
50000
60000
70000
Chroococcus minor
Chroococcus minutus
Chroococcus turgidus
Aphanocapsa delicatissima
Aphanocapsa elachista
Aphanocapsa incerta
Coelosphaerium evidenter-marginatum
Merismopedia glauca
Merismopedia tenuissima
Merismopedia trolleri
Sphaerovacum brasiliensis
Synechocystis aquatilis
Woronichinia naegeliana
Microcystis aeruginosa
Microcystis panniformis
Microcystis protocystis
Synechococcus nidulans
Geitlerinema unigranulatum
Phormidium sp.
Planktothrix agardii
Planktothrix isothrix
Pseudanabaena galeata
Pseudanabaena mucicola
Romeria gracilis
Anabaena planctonica
Anabaena solitaria
Anabaena spiroides
Cylindrospermopsis raciborskii
Raphidiopsis mediterranea
Densidade total (org/mL)
P3S P3F V3S V3F O3S O3F I3S I3F
61
Lago 3
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
Chroococcus minor
Chroococcus minutus
Chroococcus turgidus
Aphanocapsa delicatissima
Aphanocapsa elachista
Aphanocapsa incerta
Coelosphaerium evidenter-marginatum
Merismopedia glauca
Merismopedia tenuissima
Merismopedia trolleri
Sphaerovacum brasiliensis
Synechocystis aquatilis
Woronichinia naegeliana
Microcystis aeruginosa
Microcystis panniformis
Microcystis protocystis
Synechococcus nidulans
Geitlerinema unigranulatum
Phormidium sp.
Planktothrix agardii
Planktothrix isothrix
Pseudanabaena galeata
Pseudanabaena mucicola
Romeria gracilis
Anabaena planctonica
Anabaena solitaria
Anabaena spiroides
Cylindrospermopsis raciborskii
Raphidiopsis mediterranea
Biovolume (mm3/L)
P3S P3F V3S V3F O3S O3F I3S I3F
Lago 3
0
200000
400000
600000
800000
1000000
1200000
1400000
1600000
Chroococcus minor
Chroococcus minutus
Chroococcus turgidus
Aphanocapsa delicatissima
Aphanocapsa elachista
Aphanocapsa incerta
Coelosphaerium evidenter-marginatum
Merismopedia glauca
Merismopedia tenuissima
Merismopedia trolleri
Sphaerovacum brasiliensis
Synechocystis aquatilis
Woronichinia naegeliana
Microcystis aeruginosa
Microcystis panniformis
Microcystis protocystis
Synechococcus nidulans
Geitlerinema unigranulatum
Phormidium sp.
Planktothrix agardii
Planktothrix isothrix
Pseudanabaena galeata
Pseudanabaena mucicola
Romeria gracilis
Anabaena planctonica
Anabaena solitaria
Anabaena spiroides
Cylindrospermopsis raciborskii
Raphidiopsis mediterranea
Estimativa de Células (cel/mL)
P3S P3F V3S V3F O3S O3F I3S I3F
Figura 26. Densidade total (org/mL), biovolume (mm
3
/L) e estimativa de células (cel/mL)
pertencentes à classe Cyanobacteria no Lago 1 durante o período de estudo (P = primavera; V = verão;
O = outono; I = inverno; S = superfície; F = fundo).
62
- Espécies descritoras:
Dos 125 táxons identificados para o período de etudo, 11 espécies foram
selecionadas como descritoras da comunidade, contribuindo com 93,8% da
densidade total, através de um nível de corte de 0,5% (Tabela 24). Destas, 8 espécies
descritoras pertence a Classe Cyanobacteria, 2 a Classe Chlorophyceae e 1 espécie
ainda não classificada.
Tabela 24. Espécies descritoras da comunidade com base na porcentagem de contribuição em
densidade.
Espécies Descritoras Dens Tot %
Chroococcus minutus 48,4
Merismopedia tenuissima
1,1
Microcystis aeruginosa
0,5
Geitlerinema unigranulatum 1,5
Planktothrix agardii
2,5
Planktothrix isothrix
0,6
Pseudanabaena mucicola
2,8
Cylindrospermopsis raciborskii 31,0
Monoraphidium contortum
0,8
Pseudodidymocystis fina
0,6
Colônia 3,9
4.5..Índices biológicos
- Riqueza:
Durante o período de estudo, o valor máximo registrado foi 49 indivíduos
(inverno, fundo, Lago 2) e o valor mínimo registrado foi 9 indivíduos (verão, fundo,
Lago 2) (Figura 27, Tabela 25).
Na primavera, a riqueza variou entre 9 indivíduos no Lago 2 (fundo) a 14
indivíduos no Lago 1 (fundo). No verão, a riqueza variou entre 34 indivíduos no
Lago 1 (fundo) a 45 indivíduos no Lago 1 (superfície). No outono, a riqueza variou
entre 34 indivíduos no Lago 2 (superfície) a 42 indivíduos no Lago 3 (fundo). No
63
inverno, a riqueza variou entre 36 indivíduos no Lago 1 (superfície) a 49 indivíduos
no Lago 2 (fundo).
Tabela 25. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação da riqueza nos 3
Lagos durante o período de estudo.
Primavera Verão Outono Inverno
Média
12 40 38 43
Máx.
14 45 42 49
Mín. 9 34 34 36
Desvio Padrão 1,75 3,94 3,31 6,00
Coef. Var. (%) 15,0 10,0 8,8 14,0
Lago 1
0
10
20
30
40
50
Primavera Verão Outono Inverno
Riqueza
Superfície Fundo
Lago 2
0
10
20
30
40
50
Primavera Verão Outono Inverno
Riqueza
Superfície Fundo
Lago 3
0
10
20
30
40
50
Primavera Verão Outono Inverno
Riqueza
Superfície Fundo
Figura 27. Riqueza total nos 3 Lagos durante o período de estudo.
- Índice de diversidade:
Durante o período de estudo, o valor máximo registrado foi 4,61 bits/ind
(inverno, fundo, Lago 2) e o valor mínimo registrado foi 0,56 bits/ind (verão, fundo,
Lago 2) (Figura 28, Tabela 26).
64
Na primavera, a diversidade variou entre 0,56 bits/ind no Lago 2 (fundo)
a 0,96 bits/ind no Lago 1 (superfície). No verão, a diversidade variou entre 3,86
bits/ind no Lago 1 (fundo) a 4,61 bits/ind no Lago 1 (superfície). No outono, a
diversidade variou entre 2,77 bits/ind no Lago 3 (superfície) a 3,53 bits/ind no Lago
3 (fundo). No inverno, a diversidade variou entre 0,72 bits/ind no Lago 1 (fundo) a
1,14 bits/ind no Lago 2 (fundo).
Tabela 26. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação da diversidade
(bits/ind) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
Primavera Verão Outono Inverno
Média
0,74 4,17 3,22 0,91
Máx.
0,96 4,61 3,53 1,14
Mín. 0,56 3,86 2,77 0,72
Desvio Padrão 0,14 0,27 0,28 0,18
Coef. Var. (%) 19,2 6,3 8,6 19,3
Lago 1
0
1
2
3
4
5
Primavera Verão Outono Inverno
Diversidade (bits/ind)
Superfície Fundo
Lago 2
0
1
2
3
4
5
Primavera Verão Outono Inverno
Diversidade (bits/ind)
Superfície Fundo
Lago 3
0
1
2
3
4
5
Primavera Verão Outono Inverno
Diversidade (bits/ind)
Superfície Fundo
Figura 28. Diversidade (bits/ind) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
65
- Índice de equitabilidade:
Durante o período de estudo, o valor máximo registrado foi 0,84 (verão,
fundo, Lago 1) e o valor mínimo registrado foi 0,14 (inverno, fundo, Lago 1) (Figura
29, Tabela 27).
Na primavera, a equitabilidade variou entre 0,18 no Lago 2 (fundo) a
0,28 no Lago 1 (superfície). No verão, a equitabilidade variou entre 0,75 no Lago 3
(superfície) a 0,84 no Lago 1 (superfície). No outono, a equitabilidade variou entre
0,54 no Lago 3 (superfície) a 0,67 no Lago 2 (fundo). No inverno, a equitabilidade
variou entre 0,14 no Lago 1 (fundo) a 0,20 no Lago 2 (fundo).
Os valores de equitabilidade mais altos pertencem ao verão e ao outono e
os mais baixos a primavera e ao inverno.
Tabela 27. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação da equitabilidade
nos 3 Lagos durante o período de estudo.
Primavera Verão Outono Inverno
Média
0,21 0,79 0,62 0,17
Máx.
0,28 0,84 0,67 0,20
Mín. 0,18 0,75 0,54 0,14
Desvio Padrão 0,04 0,04 0,05 0,03
Coef. Var. (%) 17,9 4,8 8,4 16,0
66
Lago 1
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
Primavera Verão Outono Inverno
Equitabilidade (E')
Superfície Fundo
Lago 2
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
Primavera Verão Outono Inverno
Equitabilidade (E')
Superfície Fundo
Lago 3
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
Primavera Verão Outono Inverno
Equitabilidade (E')
Superfície Fundo
Figura 29. Equitabilidade (E’) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
- Índice de dominância:
Durante o período de estudo, o valor máximo registrado foi 0,86
(inverno, fundo, Lago 1) e o valor mínimo registrado foi 0,06 (verão, superfície,
Lago 1) (Figura 30, Tabela 28).
Na primavera, a dominância variou entre 0,71 no Lago 1 (superfície) a
0,83 no Lago 2 (fundo). No verão, a dominância variou entre 0,06 no Lago 1
(superfície) a 0,13 no Lago 1 (fundo). No outono, a dominância variou entre 0,13 no
Lago 2 (fundo) a 0,27 no Lago 3 (superfície). No inverno, a dominância variou entre
0,75 no Lago 2 (fundo) a 0,86 no Lago 1 (fundo).
Os valores de dominância mais baixos pertencem ao verão e ao outono e
os mais altos a primavera e ao inverno.
67
Tabela 28. Valor médio, máximo, mínimo, desvio padrão e coeficiente de variação da dominância
(DS’)) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
Primavera Verão Outono Inverno
Média
0,79 0,11 0,19 0,80
Máx.
0,83 0,13 0,27 0,86
Mín. 0,71 0,06 0,13 0,75
Desvio Padrão 0,04 0,02 0,05 0,04
Coef. Var. (%) 5,3 22,2 27,3 5,4
Lago 1
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
Primavera Verão Outono Inverno
Dominância (DS')
Superfície Fundo
Lago 2
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
Primavera Verão Outono Inverno
Dominância (DS')
Superfície Fundo
Lago 3
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
Primavera Verão Outono Inverno
Dominância (DS')
Superfície Fundo
Figura 30. Dominância (DS’) nos 3 Lagos durante o período de estudo.
- Freqüência de ocorrência:
A Tabela 29 inclui a listagem de todos os táxons identificados, sua
freqüência de ocorrência e as espécies classificadas como abundantes e dominantes.
68
Tabela 29. Listagem geral dos táxons identificados, sua freqüência de ocorrência e abundância nos 3
Lagos durante o período de estudo. ● = raros; ●● = comuns; ●●● = constantes; = abundantes; =
dominantes.
Táxons
Primavera
Verão
Outono
Inverno
Total
Freq(%)
Freq(%)
Freq(%)
Freq(%)
Freq(%)
CYANOBACTERIA
Choroococcales
Chroococcaceae
Chroococcus minor - 83
●●●
- - 21
●●
Chroococcus minutus 83
●●●
100●●●
100●●●
100●●●
96
●●●
Chroococcus turgidus - 17
● - 33
●●
13
●
Merismopediaceae
Aphanocapsa delicatissima
- - 100●●● 17
● 29
●●
Aphanocapsa elachista
- 17
● 33
●●
50
●●
25
●●
Aphanocapsa incerta
- 33
●●
100●●● 100●●●
58
●●●
Coelosphaerium evidenter-marginatum
- - 67
●●● 100●●●
42
●●
Merismopedia glauca
17
● - 17
● - 8 ●
Merismopedia tenuissi
ma - 100●●● 100●●●
33
●●
58
●●●
Merismopedia trolleri
33
●●
100●●●
100●●● - 58
●●●
Sphaerovacum brasiliensis - - 83
●●● 67
●●●
38
●●
Synechocystis aquatilis 83
●●●
50
●●
- 17
● 38
●●
Woronichinia naegeliana - - 17
● 67
●●●
21
●●
Microcystaceae
Microcystis aeruginosa
100
●●●
100●●●
100●●● 100●●●
100
●●●
Microcystis panniformis
- 17
● 17
● 67
●●●
25
●●
Microcystis protocy
stis - - 17
● 50
●●
17
●
Synechoccaceae
Synechococcus nidulans 83
●●●
- 17
● 50
●●
38
●●
Oscillatoriales
Phormidiaceae
Geitlerinema unigranulatum - - 100
●●●
17
● 29
●●
Phormidium
sp. - - - 17
● 4 ●
Planktothrix agardii
100
●●●
100●●●
100●●● 100●●●
100
●●●
Planktothrix isothrix
100
●●●
50
●●
17
● 100●●●
67
●●●
Pseudanabaenaceae
Pseudanabaena galeata
- 17
● 33
●●
67
●●●
29
●●
Pseudanabaena mucicola
83
●●●
100●●●
100●●●
100●●●
96
●●●
Romeria gracilis
- - 17
● - 4 ●
Nostocales
Nostocaceae
Anabaena planctonica
- 67
●●● - - 17
●
Anabaena solitaria
- - - 100●●●
25
●●
69
Tabela 29. cont.
Táxons
Primavera
Verão Outono Inverno
Total
Freq(%)
Freq(%)
Freq(%)
Freq(%)
Freq(%)
Anabaena sp
iroides - - 83
●●● 50
●●
33
●●
Aphanizomenon
sp. 100
●●●
17
● 83
●●● 100●●● 75
●●●
Cylindrospermopsis raciborskii 100
●●●
100●●●
100●●●
100●●●
100●●●
Raphidiopsis mediterranea
- - 17
● 100●●● 29
●●
CHLOROPHYCEAE
Chlorococcales
Botryococcaceae
Dictyosphaerium pulchellum
- 50
●●
50
●●
100●●● 50
●●
Characiaceae
Schroederia indica - - 50
●●
17
● 17
●
Chlorellaceae
Ankistrodesmus falcatus
- - 17
● - 4 ●
Ankistrodesmus fusiformis
- - 33
●●
- 8 ●
Ankistrodesmus gracilis
- - 67
●●● - 17
●
Chlorella vulgaris - 100
●●●
17
● - 29
●●
Closteriopsis cf. longissima - - - 17
● 4 ●
Keratococcus bicaudatus
- - 100●●● 50
●●
38
●●
Kirchneriella lunaris
- 83
●●● 17
● 17
● 29
●●
Kirchneriella obesa
- 17
● 17
● - 8 ●
Monoraphidium contortum
17
● 83
●●● 100●●●
100●●● 75
●●●
Monoraphidium griffithii
- 50
●●
- 83
●●● 33
●●
Monoraphidium irregulare
- - 33
●●
17
● 13
●
Monoraphidium minutum
- 83
●●● 100●●● 100●●● 71
●●●
Monoraphidium nanum
- 33
●●
17
● 83
●●● 33
●●
Monoraphidium tortile
- - 17
● 17
● 8 ●
Coelastraceae
Actinastrum
cf. gracillimum - - 50
●●
- 13
●
Coelastrum astroideum - 17
● 67
●●● 50
●●
33
●●
Coelastrum indicum - 100●●●
- - 25
●●
Coelastrum sphaericum - 50
●●
- 67
●●● 29
●●
Hydrodictyaceae
Pediastrum duplex
- 50
●●
67
●●● 83
●●● 50
●●
Pediastrum tetras
- - - 17
● 4 ●
Micractiniaceae
Golenkiniopsis solitaria - 17
● 50
●●
33
●●
25
●●
Oocystaceae
Franceia echidna
- - - 50
●●
13
●
Oocystis lacustris - 83
●●● - 17
● 25
●●
Oocystis pusilla - 33
●●
- 33
●●
17
●
70
Tabela 29. cont.
Táxons
Primavera
Verão Outono Inverno
Total
Freq(%)
Freq(%)
Freq(%)
Freq(%)
Freq(%)
Radiococcaceae
Eutetramorus fottii
- 33
●●
- 50
●●
21
●●
Scenedesmaceae
Crucigenia quadrata - 33
●●
17
● 17
● 17
●
Crucigenia tetrapedia - - 17
● 50
●●
17
●
Crucigeniella crucifera - 17
● - 67
●●● 21
●●
Crucigeniella rectangularis - 67
●●● 33
●●
67
●●● 42
●●
Pseudodidymocystis fina
33
●●
100●●●
100●●●
83
●●● 79
●●●
Pseudodidymocystis planctonica
- 50
●●
83
●●●
33
●●
42
●●
Scenedesmus acuminatus - 50
●●
100●●●
17
● 42
●●
Scenedesmus acutus - - - 100●●● 25
●●
Scenedesmus bicaudatus - 100●●● 83
●●●
100●●● 71
●●●
Scenedesmus bijugus var. bijugus - - 67
●●●
33
●●
25
●●
Scenedesmus carinatus var. bicaudatus
- - - 33
●●
8
●
Scenedesmus denticulatus - 17
● 83
●●●
67
●●● 42
●●
Scenedesmus ecornis - 100●●●
17
● 17
● 33
●●
Scenedesmus opoliensis - - 17
● 67
●●● 21
●●
Scenedesmus protuberans - 67
●●● 83
●●●
100●●● 63
●●●
Scenedesmus quadricauda 17
● 50
●●
67
●●●
100●●● 58
●●●
Scenedesmus spinosus - 67
●●● 67
●●●
100●●● 58
●●●
Tetrastrum heteracanthum - 33
●●
- - 8
●
Tetrastrum peterfii - - 67
●●●
- 17
●
Tetrastrum triangulare - 67
●●● 17
● - 21
●●
Treubariaceae
Desmatractum indutum
- - 67
●●●
- 17
●
Volvocales
Chlamydomonadaceae
Chlamydomonas sp. - 67
●●● 17
● - 21
●●
CHRYSOPHYCEAE
Chromulinales
Chromulinaceae
Chromulina elegans 83
●●●
33
●●
17
● 17
● 38
●●
Chrysocapsaceae
Chrysopora fenestrata 50
●●
- - - 13
●
Ochromonadales
Dinobryaceae
Dinobryon
cf. sertularia - - 17
● - 4
●
Ochromonadaceae
Ochromonas sp. 33
●●
33
●●
33
●●
- 25
●●
71
Tabela 29. cont.
Táxons
Primavera Verão Outono Inverno
Total
Freq(%)
Freq(%)
Freq(%)
Freq(%)
Freq(%)
Synuraceae
Mallomonas
sp. - 83
●●● 33
●●
- 29
●●
CRASPEDOMONADOPHYCEAE
Monosigales
Salpingoecaceae
Salpingoeca brevicollis 83
●●●
17
● 67
●●● 33
●●
50
●●
CRYPTOPHYCEAE
Cryptomonadales
Cryptomonadaceae
Cryptomonas brasiliensis - 100
●●●
83
●●● 83
●●● 67
●●●
Cryptomonas curvata - - - 17
● 4
●
Cryptomonas erosa 50
●●
100●●●
67
●●● 67
●●● 71
●●●
Cryptomonas marssonii 17
● 50
●●
- - 17
●
Cryptomonas obovata - 67
●●● 33
●●
33
●●
33
●●
Cryptomonas tenuis - 50
●●
- - 13
●
Cryptomonas tetrapyrenoidosa 17
● 50
●●
- 33
●●
25
●●
DINOPHYCEAE
Peridiniales
Gymnodiniaceae
Gymnodinium sp. - 50
●●
- - 13
●
Peridiniales
Peridiniaceae
Peridinium
sp. - 17
● 67
●●● - 21
●●
EUGLENOPHYCEAE
Euglenales
Euglenaceae
Euglena
sp. - - - 17
● 4
●
Lepocinclis
sp. - - 17
● - 4
●
Phacus longicauda
- 67
●●
17
● - 21
●●
Phacus suecicus
- - 17
● - 4
●
Trachelomonas curta - 100
●●●
- - 25
●●
Trachelomonas hispida - 50
●●
33
●●
100●●● 46
●●
Trachelomonas robusta - - - 50
●●
13
●
Trachelomonas rotunda - 50
●●
- 67
●●● 29
●●
Trachelomonas verrucosa 17
● - - - 4
●
Trachelomonas volvocina 33
●●
100●●●
83
●●● 100●●● 79
●●●
Trachelomonas volvocinopsis - 100●●●
100●●● 83
●●● 71
●●●
72
Tabela 29. cont.
Táxons
Primavera
Verão Outono Inverno
Total
Freq(%)
Freq(%)
Freq(%)
Freq(%)
Freq(%)
XANTHOPHYCEAE
Mischococcales
Pleurochloridaceae
Isthmochloron
lobulatum - 17
● - - 4
●
Tetraplektron tribulus - 67
●●● 83
●●●
17
● 42
●●
ZYGNEMAPHYCEAE
Desmidiales
Closteriaceae
Closterium cf. jenneri 17
● - - 17
● 8
●
Desmidiaceae
Cosmarium cf. punctulatum - 17
● - - 4
●
Cosmarium majae - 33
●●
83
●●●
- 29
●●
Staurastrum iversenii var. americanum - - - 50
●●
13
●
Staurastrum paradoxum - - 33
●●
17
● 13
●
Staurastrum volans - 100
●●● 67
●●●
33
●●
50
●●
Staurodesmus cuspidatus - 67
●●● 33
●●
50
●●
38
●●
BACILLARIOPHYCEAE
Achnanthales
Achnanthidiaceae
Achnanthidium exiguum
17
● 33
●●
- 17
● 17
●
Achnanthidium minutissimum
33
●●
83
●●● 17
● 100●●● 58
●●●
Bacillariales
Bacillariaceae
Nitzchia
sp. - 50
●●
- 17
● 17
●
Cymbellales
Gomphonemataceae
Gomphonema cf. truncatum 17
● - - - 4
●
Naviculales
Naviculaceae
Navicula
cf. viridula 17
● - - - 4
●
Thalassiosirales
Catenulaceae
Amphora
sp. - 50
●●
17
● - 17
●
COSCINODISCOPHYCEAE
Aulacoseirales
Aulacoseiraceae
Aulacoseira
granulata 17
● 100●●● 83
●●●
100●●● 75
●●●
73
Tabela 29. cont.
Táxons
Primavera
Verão Outono Inverno
Total
Freq(%)
Freq(%)
Freq(%)
Freq(%)
Freq(%)
Rhizosoleniales
Rhizosoleniaceae
Rhizosolenia longiseta
- 17
● 17
● - 8
●
Thalassiosirales
Stephanodiscaceae
Cyclotella meneghiniana - - 33
●●
17
● 13
●
FRAGILARIOPHYCEAE
.......................
Fragilariales
Fragilariaceae
Synedra ulna - 67
●●● 50
●●
17
● 33
●●
Não identificado
Colônia - - 100●●●
17
● 29
●●
Durante o período de estudo, 12% das espécies foram classificadas como
constantes, 28% são comuns e 61% são raras. Destacam-se como espécies
constantes: Chroococcus minutus, Microcystis aeruginosa, Planktothrix agardii,
Cylindrospermopsis raciborskii, Monoraphidium contortum, Pseudodidymocystis
fina, Trachelomonas volvocina e Aulacoseira granulata.
Na primavera, 38% das espécies foram classificadas como constantes, e o
mesmo valor vale para as espécies raras e 24% das espécies são comuns. Destacam-
se como espécies constantes: Microcystis aeruginosa, Planktothrix agardii,
Planktothrix isothrix e Cylindrospermopsis raciborskii.
No verão, 46% das espécies foram classificadas como constantes, 35%
são comuns e 19% são raras. Destacam-se como espécies constantes: Chroococcus
minutus, Merismopedia trolleri, Microcystis aeruginosa, Planktothrix agardii,
Cylindrospermopsis raciborskii, Coelastrum indicum, Scenedesmus bicaudatus,
Cryptomonas erosa, Trachelomonas volvocina, Staurastrum volans e Aulacoseira
granulata.
No outono, 48% das espécies foram classificadas como constantes, 20%
são comuns e 32% são raras. Destacam-se como espécies constantes: Chroococcus
minutus, Aphanocapsa delicatissima, A. incerta, Merismopedia tenuissima,
74
Microcystis aeruginosa, Geitlerinema unigranulatum, Planktothrix agardii,
Cylindrospermopsis raciborskii, Monoraphidium minutum, Scenedesmus
acuminatus, Trachelomonas volvocinopsis e Colônia não identificada.
No inverno, 45% das espécies foram classificadas como constantes, 26%
são comuns e 28% são raras. Destacam-se como espécies constantes: Chroococcus
minutus, Aphanocapsa incerta, Microcystis aeruginosa, Planktothrix agardii, P.
isothrix, Anabaena solitária, Cylindrospermopsis raciborskii, Monoraphidium
minutum, Scenedesmus acutus, S. bicaudatus, S. protuberans, S. quadricauda, S.
spinosus, Trachelomonas hispida, T. volvocina, Achnanthidium minutissimum e
Aulacoseira granulata
- Espécies abundantes e dominantes:
Durante o período de estudo, não houve nenhuma espécie dominante.
Foram classificadas abundantes as seguintes espécies: Chroococcus minutus,
Cylindrospermopsis raciborskii, Colônia, Pseudanabaena mucicola, Planktothrix
agardii, Geitlerinema unigranulatum e Merismopedia tenuissima.
Na primavera, Cylindrospermopsis raciborskii foi considerado
dominante e Planktothrix agardii abundante.
No verão, apenas ocorreram espécies abundantes. São elas:
Cylindrospermopsis raciborskii, Pseudanabaena mucicola, Merismopedia trolleri,
Trachelomonas volvocina, Merismopedia tenuissima, Cryptomonas erosa,
Trachelomonas volvocinopsis, Scenedesmus ecornis, Microcystis aeruginosa,
Coelastrum indicum, Cryptomonas brasiliensis, Trachelomonas curta, Chroococcus
minutus, Chlorella vulgaris, Chroococcus minor, Pseudodidymocystis fina e
Planktothrix agardii.
No outono, apenas ocorreram espécies abundantes. São elas:
Chroococcus minutus, Colônia, Cylindrospermopsis raciborskii, Geitlerinema
unigranulatum, Merismopedia tenuissima, Pseudanabaena mucicola,
Monoraphidium contortum e Pseudodidymocystis fina.
75
No inverno, apenas ocorreram espécies abundantes. São elas:
Chroococcus minutus, Pseudanabaena mucicola e Cylindrospermopsis raciborskii.
4.6..Índice de estado trófico
Os resultados referentes a classificação do estado trófico, segundo o
índice de Carlson modificado estão apresentados na Tabela 30.
Tabela 30. Valores do Índice de estado trófico nos 3 Lagos durante o período de estudo.
Primavera
IET (PT) IET (CL) IET Classificação
Lago 1 49,5 78,1 63,8
Supereutrófico
Lago 2 50,5 75,2 62,8 Eutrófico
Lago 3 52,6 73,7 63,1
Supereutrófico
Verão
IET (PT) IET (CL) IET Estado trófico
Lago 1 70,8 61,7 66,3 Supereutrófico
Lago 2 72,1 63,7 67,9 Hipeutrófico
Lago 3 70,0 64,8 67,4 Hipeutrófico
Outono
IET (PT) IET (CL) IET Estado trófico
Lago 1 83,2 - 83,2 Hipeutrófico
Lago 2 81,1 69,0 75,1 Hipeutrófico
Lago 3 81,4 64,6 73,0 Hipeutrófico
76
Inverno
IET (PT) IET (CL) IET Estado trófico
Lago 1 75,1 70,4 72,8 Hipeutrófico
Lago 2 75,1 70,7 72,9 Hipeutrófico
Lago 3 67,4 72,3 69,9 Hipeutrófico
Durante a primavera, os Lagos 1 e 3 foram classificados como
supereutróficos, enquanto que o Lago 2 foi considerado eutrófico.
No verão, o Lago 1 foi classificado como supereutrófico, enquanto que
os Lagos 2 e 3 foram considerados hipereutróficos.
No outono e no inverno, todos os Lagos foram classificados como
hipereutróficos.
4.7..Análise estatística
A Análise de Componentes Principais ACP (Figura 31) resumiu nos dois
primeiros eixos 57,4% de explicabilidade da variabilidade total do sistema, 32,2% no
primeiro eixo e 25,2% no eixo 2 (Tabela 31). As unidades amostrais foram separadas
sazonalmente: A estação primavera agrupada do lado negativo do eixo 1 esteve
associada com maiores valores de clorofila, turbidez, oxigênio dissolvido e pH
(Tabela 31), e do lado positivo, foi agrupado o verão (Figura 31) associadas com
maiores valores de fósforo total e transparência (Tabela 31). O outono localizou-se
na região central do gráfico, podendo ser considerado um período de transição. Não
houve diferenças significativas entre superfície e fundo, nem entre os 3 Lagos.
77
Com relação ao eixo 2, a distribuição das unidades amostrais no lado
positivo reuniu a primavera associadas aos valores mais elevados de temperatura da
água e nitrogênio amoniacal. Já a unidade amostral localizada no lado negativo do
eixo, representadas pelo inverno, apresentaram altas concentrações de condutividade
e ortofosfato (Tabela 31).
Tabela 31. Coeficientes de correlação de Pearson e Kendall entre as variáveis físicas e químicas da
água e os dois primeiros eixos da ordenação para o período de estudo (N= 24).
Variável
Componentes Principais
Abreviações Eixo 1 Eixo 2
Temperatura da água
TAg -0,354
0,781
Transparência Transp
0,911
-0,031
pH pH
-0,595
-0,443
Turbidez Turb
-0,914
-0,157
Condutividade Cond -0,211
-0,818
Oxigênio dissolvido OD
-0,654
-0,300
Fósforo total PT
0,630
0,065
Ortofosfato Orto 0,367
-0,511
Nitrogênio total NT -0,017 0,355
Nitrogênio amoniacal NH
4
-0,278
0,659
Clorofila Clorof
-0,808
0,057
Total de Explicabilidade:
32,2% 25,2%
78
P1S
P1F
P2S
P2F
P3S
P3F
V1S
V1F
V2S
V2F
V3S
V3F
O1S
O1F
O2S
O2F
O3S
O3F
I1S
I1F
I2S
I2F
I3S
I3F
TAg
Transp
pH
Turb
Cond
OD
PT
Orto
NH4
Clorof
-1,5
-1,5
-0,5 0,5
-0,5
0,5
PCA
Eixo 1
Eixo 2
Grupos
Primavera
Verão
Outono
Inverno
Figura 31. Ordenação biplot, pela ACP, das unidades amostrais (estações) e das variáveis físicas e
químicas analisadas: A) eixo 1 e 2, B) eixo 1 e 3. As unidades amostrais foram identificadas de acordo
com as épocas do ano:Primavera (P), Verão (V), Outono (O) e Inverno (I). Os números localizados
atrás das unidades amostrais, de 1 a 3, correspondem ao Lago em estudo. A profundidade está
abreviada da seguinte forma: S = Superfície, F = Fundo. As abreviações das variáveis ambientais
estão apresentadas na Tabela 31.
A Análise de Componentes Principais ACP (Figura 32) realizada para as
espécies descritoras (com base na densidade) resumiu nos dois primeiros eixos
65,9% de explicabilidade da variabilidade total do sistema (Tabela 32). As unidades
amostrais foram separadas sazonalmente: a primavera agrupada do lado negativo do
eixo 1 estive associada a elevada biomassa de Cylindrospermopsis raciborskii,
Planktothrix agardhii e Planktothrix isothrix (Tabela 32); do lado positivo, foi
agrupado o outono (Figura 32) associadas com a elevada biomassa de Geitlerinema
unigranulatum e Colônia (Tabela 32).
79
Com relação ao eixo 2, a distribuição das unidades amostrais no lado
negativo reuniu o verão e o inverno associadas a elevadas biomassa de Chroococcus
minutus, Merismopedia tenuissima, Microcystis aeruginosa, Pseudanabaena
mucicola, Monoraphidium contortum e Pseudodidymocystis fina (Tabela 32).
Tabela 32. Coeficientes de correlação de Pearson e Kendall entre as espécies descritoras da
comunidade com base na densidade e os dois primeiros eixos da ordenação para o período de estudo
(N= 24).
Espécies
Componentes Principais
Abreviações
Eixo 1 Eixo 2
Chroococcus minutus C.min 0,451
-0,595
Merismopedia tenuissima M.ten
0,858
0,102
Microcystis aeruginosa M.aer
0,578 -0,517
Geitlerinema unigranulatum G.uni
0,726
0,257
Planktothrix agardii P.ag
-0,784
0,493
Planktothrix isothrix P.iso
-0,816
0,296
Pseudanabaena mucicola P.muc 0,464 -0,429
Cylindrospermopsis raciborskii C.rac -0,484
0,860
Monoraphidium contortum M.con
0,621
-0,250
Pseudodidymocystis fina P.fin
0,747
-0,251
Colônia Col
0,713
0,244
Total de Explicabilidade:
52,7% 13,2%
80
P1S
P1F
P2S
P2F
P3S
P3F
V1S
V1F
V2S
V2F
V3S
V3F
O1S
O1F
O2S
O2F
O3S
O3F
I1S
I1F
I2S
I2F
I3S
I3F
C.min
M.ten
M.aer
G.uni
P.ag
P.iso
P.muc
C.rac
M.con
P.fin
Col
T Ag
Transp
Turb
Cond
PT
NH4
Clorof
-2,5
-2,0
-1,5 -0,5 0,5 1,5
-1,0
0,0
1,0
2,0
CCA
Eixo 1
Eixo 2
Grupos
Primavera
Verão
Outono
Inverno
Figura 32. Ordenação pela ACC das unidades amostrais, gerada a partir de nove variáveis ambientais
e onze variáveis biológicas. Variáveis ambientais: temperatura da água (TAg), transparência (Transp),
pH (pH), turbidez (Turb), condutividade (Cond), oxigênio dissolvido (OD), fósforo total (PT),
nitrogênio amoniacal (NH4) e clorofila (Clorof). Variáveis biológicas: os nomes das espécies
descritoras e suas respectivas abreviações estão apresentadas na tabela 11. Unidades amostrais: As
unidades amostrais foram identificadas de acordo com as épocas do ano: Primavera (P), Verão (V),
Outono (O) e Inverno (I). Os números localizados atrás das unidades amostrais, de 1 a 3,
correspondem ao Lago em estudo. A profundidade está abreviada da seguinte forma: S = Superfície, F
= Fundo.
81
5..DISCUSSÃO
5.1..Variáveis morfométricas
- Área superficial, perímetro e comprimento máximo:
A área superficial do lago relaciona-se a exposição do espelho d’água a
radiação solar, fator que regula a fotossíntese de microalgas. A dimensão do lago está
relacionada a precipitação e evaporação, pois quanto maior a área, maior o
recebimento de chuva (V
ON
S
PERLING
1999).
B
EZERRA
-N
ETO
e
P
INTO
-C
OELHO
(2002) estudaram a morfometria da
Lagoa do Nando, Belo Horizonte (MG) e a classificaram como muito pequena por
possuir área menor do que 1 km e volume abaixo de 106 m
3
(S
TRAŠKRABA
1999).
E
STEVES
(1998) relata que a maioria dos lagos naturais brasileiros são ecossistemas
rasos, raramente com mais de 20 m. A área do Lago 1 é 3 vezes menor do que a
Lagoa do Nando e a do Lago 3 é 2 vezes menor. Esses dados classificam os
reservatórios como pequenos e rasos.
B
ICUDO
et al. (2002) estudaram a morfometria de três reservatórios
localizados no PEFI. O Lago das Ninféias possui medidas morfométricas
semelhantes aos Lagos dos Bambus (área = 5.433 m
2
; perímetro = 512,1 m;
comprimento máximo = 187,0 m) (Tabela 2). O tempo médio de residência, ou seja,
quanto tempo demora para o reservatório renovar toda a sua água, é 7,2 dias, valor
não calculado nesse estudo. Comparando com o Lago das Ninféias, não se pode
afirmar que o tempo de retenção é semelhante para os ambientes em questão, mesmo
possuindo profundidade média compatível (1,32 m), a vazão dos corpos d’água pode
ser diferente, mas se pode supor que seja curto devido a sua morfometria.
- Profundidade:
A profundidade é uma das variáveis morfométricas de maior relevância
limnológica, onde podem ocorrer diferenças ao longo da coluna d’água no padrão de
82
circulação, distribuição de organismos e compostos químicos. Em lagos de baixa
profundidade, a radiação solar pode atingir o fundo do corpo d’água, elevando a
produtividade primária total (V
ON
S
PERLING
1999).
Segundo S
TRAŠKRABA
e
T
UNDISI
(2000) os Lagos em estudo se
assemelham a tanques de aqüicultura, já que possuem profundidade rasa, tamanho
pequeno, tempo de retenção baixo e saída d’água superficial (Figura 2, Tabela 3).
G
ENTIL
(2007) estudou 30 pesqueiros da Região Metropolitana de São
Paulo e encontrou profundidade média de 1,5 m na seca e 1,1 m na chuva. L
OPES
(2000), em 9 pesqueiros de cinco municípios paulistas, registrou profundidade de 2,0
metros, com amplitude entre 1,2 e 3,0 m. A Lagoa do Nando apresenta profundidade
média de 2,6 m (B
EZERRA
-N
ETO
e
P
INTO
-C
OELHO
2002).
5.2..Variáveis climatológicas
- Precipitação:
As chuvas exercem uma forte influência na composição das espécies
fitoplanctônicas e na biomassa total, atuando como um fator diluidor e, ao mesmo
tempo, como um fator de perturbação das comunidades aquáticas (C
ARVALHO
2003).
A análise das precipitações mensais revelou semelhanças entre
primavera-verão (quente e chuvoso). Nota-se que a durante a primavera, houve
chuva em quase todos os períodos, enquanto no verão ocorreu um pico que
antecedeu a semana da coleta. As estações outono-inverno foram marcadas pelo frio
e seca. Esperava-se que a temperatura mensal do outono fosse mais baixa,
comparada com outros anos para a mesma região (S
ANTOS
e F
UNARI
2002) (Figura 3,
Tabela 4).
- Temperatura do ar:
A temperatura do ar registrada no dia da coleta não seguiu o padrão
climatológico para a região, de acordo com a classificação de Köppen, pois maiores
83
valores estão compreendidos na primavera e outono e os menores associados ao
verão e inverno (Figura 4, Tabela 5). A queda da temperatura no verão pode ter sido
ocasionada por uma frente fria, portanto, um fator ambiental imprevisível. T
UCCI
-
M
OURA
(1996) também registrou queda na temperatura do ar e aumento da
velocidade do vento para o período de chuvas, o que provocou a desestratificação
térmica da coluna d’água.
5.3..Variáveis físicas e químicas
- Temperatura da água:
A temperatura da água influencia nos processos biológicos, reações
químicas e bioquímicas dos ecossistemas aquáticos podendo promover a circulação
ou a estratificação da água, alterando assim a distribuição de gases (CO
2
e O
2
), pH,
condutividade elétrica e as concentrações de nutrientes (E
STEVES
1998; C
ALIJURI
1999).
Segundo P
AYNE
(1986), oscilações verticais de apenas 0,5ºC são
suficientes para que se estabeleça estratificação térmica em ecossistemas aquáticos
tropicais. H
ENRY
(1999) destaca que é necessário um tempo de residência maior do
que 40 dias para desenvolvimento de estratificação na coluna d’água.
Os valores de temperatura da água seguiram as oscilações da temperatura
do ar (Figura 5, Tabela 6). Ressalta-se que em decorrência do elevadíssimo calor
específico da água, os ambientes aquáticos apresentam quase sempre amplitudes
térmicas inferiores àquelas obtidas na atmosfera (L
ILIAMTIS
2007).
A faixa de temperatura encontrada no estudo favorece o aparecimento
das cianobactérias que apresentam crescimento ótimo em temperaturas acima de
20°C. Além disso, os processos de decomposição também são acelerados,
promovendo a eutrofização (S
ILVA
2005).
84
- Transparência:
A transparência medida pelo disco de Secchi representa a reflexão da luz
na superfície do corpo d’água a qual é influenciada por partículas em suspensão, tais
como bactérias, plâncton, detritos orgânicos e inorgânicos (W
ETZEL
2001; T
UCCI
2002). Quanto maior o valor de transparência, maior a penetração de luz adequada à
atividade fotossintética (G
ENTIL
2007).
T
UCCI
(2002) estudou a comunidade fitoplanctônica do Lago das Garças,
SP (eutrófico). A autora obteve os menores valores de transparência em setembro e
os maiores em junho justificados principalmente pela elevada biomassa de algas,
também registrados por T
UCCI
-M
OURA
(1996), N
OGUEIRA
(1997), R
AMIREZ
(1996) e
S
ANT
’A
NNA
et al. (1989, 1997).
Os dados corrombam o presente estudo, com exceção do verão que
possuiu valores semelhantes ao inverno devido a chuvas na semana anterior a coleta,
responsável por diluir o corpo d’água (Figura 6, Tabela 7).
- Zona eufótica:
A zona eufótica alcançou o fundo do lago no inverno do Lago 1 (1,3 m) e
no verão do Lago 2 (1,5 m), períodos em que a transparência da água apresentou
valores mais elevados (Figura 6, Tabela 8). Os dados encontrados se assemelham a
T
UCCI
(2002), embora o Lago das Garças seja mais profundo (4,5 m).
- Potencial hidrogeniônico:
O pH expressa a estabilidade química da água. Seus valores interferem e
influenciam na fisiologia de diversas espécies e nas reações físico-químicas e
bioquímicas da água em termos de velocidade de reação e viabilidade dos mesmos
(L
ACERDA
2003).
Pode exercer efeitos sobre a solubilidade de nutrientes, como também
sofrer variações em função dos processos fotossintéticos, respiratórios e de
decomposição que interferem na concentração de íons H+ e OH- resultantes da
85
dissociação do ácido carbônico (H
2
CO
3
) e da hidrólise do bicarbonato (HCO
3
-),
respectivamente (E
STEVES
1998; W
ETZEL
2001), o que pode deixar a água mais
ácida.
De acordo com C
ETESB
(2007) o pH ideal para proteção da vida aquática
deve variar entre 6 e 9.
Os valores obtidos para o pH foram ligeramente maiores no outono,
dados que corrombam com S
ILVA
(2005) e G
ENTIL
(2007) (Figura 7, Tabela 9). Estes
resultados podem estar relacionados ao aumento da taxa fotossintética do
fitoplâncton devido a temperaturas mais altas no outono. O período de seca pode
reduzir a velocidade das reações nos processos de decomposição (T
UCCI
-M
OURA
1996; E
STEVES
1998). M
ATSUZAKI
et al. (2004) e T
UCCI
(2002) também registraram
os maiores valores de pH na época seca.
C
ARVALHO
et al. (2000) afirmam que com o aumento das chuvas, o pH
tende a subir e aproximar-se da neutralidade, pois ocorre maior diluição dos
compostos dissolvidos e escoamento mais rápido, causado por um aumento no
volume de água; isto faz com que a acidez da água diminua, fato ocorrido durante a
estação do verão.
E
STEVES
(1998) relata que as algas podem elevar o pH do meio através
de assimilação do CO
2
durante o processo fotossintético e onde ocorrem florações de
algas. C
ARVALHO
(2003) estudou seis reservatórios do estado de São Paulo com
diferentes graus de perturbação antrópica e o valor de pH máximo registrado foi 9,2
na primavera, dado muito semelhante ao encontrado nesse estudo.
As cianofíceas são consideradas por alguns autores como fortemente
associadas aos altos valores de pH (B
ICUDO
et al. 1999c; C
ALIJURI
1999). Estes
mesmos autores discutem que em pH baixo a disponibilidade de CO
2
livre favorece
as formas eucarióticas.
- Condutividade:
A condutividade elétrica é a medida da capacidade da água em conduzir
corrente elétrica e será tanto maior, quanto maior for a concentração de íons
86
dissolvidos (E
STEVES
1998). M
ATSUZAKI
et al. (2004) relata que valores elevados de
condutividade elétrica indicam alto grau de decomposição de matéria orgânica que
libera maior quantidade de íons na coluna d’ água. Além disso, também detecta
processo de eutrofização em corpos d’água e ajuda a identificar fontes poluidoras nos
ecossistemas aquáticos. De acordo com M
ARGALEF
(1986), as águas naturais, em
geral, apresentam condutividade até 100
µS/cm.
L
EITE
(1998) no Reservatório de Salto Grande, Americana (SP),
observou que os valores mais elevados ocorreram no inverno, sendo 320 o valor
máximo, dado próximo aos valores encontrados nesse estudo (Figura 8, Tabela 10).
Segundo R
AMIREZ
(1996), que estudou o Lago das Garças (SP), o aumento da
condutividade em novembro foi influenciado pela floração de Microcystis. Ressalta-
se que os maiores valores de condutividade, DBO e coliformes foram no inverno,
sugerindo-se que houve uma carga poluidora nesse período.
C
ARVALHO
(2003) obteve os maiores valores no outono e inverno,
podendo estar relacionados às estações do ano, principalmente na época em que a
diluição dos poluentes é menor, em função da menor pluviosidade. Esse fato se
aplica para o presente estudo, pois a chuva diminuiu a condutividade para a estação
do verão, cujos valores foram os mais baixos.
- Turbidez:
A turbidez da água é a medida de sua capacidade em dispersar a
radiação. Os principais responsáveis são os sólidos em suspensão, tais como
partículas inorgânicas (areia, silte, argila) e de detritos orgânicos, algas e bactérias,
plâncton em geral, entre outras (W
ETZEL
2001). De acordo com B
OYD
(1992)
fitoplâncton é a maior fonte de turbidez de modo que a penetração de luz está
relacionada com a sua abundância. A presença elevada de células fitoplanctônicas
suspensas na água provoca sombreamento, afetando negativamente a taxa
fotossintética da vegetação enraizada submersa e algas (G
ENTIL
2007).
Desse modo, observou-se a elevação da turbidez durante a primavera
(Figura 9, Tabela 11), fato relacionado principalmente a floração de cianobactérias
87
filamentosas. Os valores de turbidez encontrados no presente trabalho assemelham-
se a S
ILVA
(2005).
- Oxigênio dissolvido:
Dentre os gases dissolvidos na água, o oxigênio é um dos mais
importantes na dinâmica e na caracterização de ecossistemas aquáticos. A sua
distribuição é governada pelo equilíbrio entre as entradas do gás provenientes da
atmosfera, da produção pela fotossíntese e as perdas que estão relacionadas ao
consumo pela decomposição de matéria orgânica, perdas para a atmosfera, respiração
de organismos aquáticos e oxidação de íons metálicos (B
EYRUTH
1996; K
UBTIZA
1997; W
ETZEL
2001).
No período diurno, o fitoplâncton consome o gás carbônico da água e
produz oxigênio; no período noturno, não há fotossíntese, ocorrendo somente a
remoção do oxigênio da água e a liberação de gás carbônico, pela respiração,
diminuindo o pH. Na primavera houve registro de peixe morto no Lago 2, muito
provavelmente devido as condições inapropriadas, tais como falta de oxigênio na
água e baixo pH.
Com relação ao oxigênio dissolvido, os valores mais elevados foram
registrados na primavera (Figura 10, Tabela 12), principalmente na superfície, o que
corrobora as observações feitas por T
UCCI
(2002) e G
ENTIL
(2007). Os altos valores
de oxigênio dissolvido estão relacionados ao processo fotossintético realizado pela
quantidade excessiva de algas (M
ARGALEF
1986; E
STEVES
1998).
W
OSIACK
(2005) estudou cianobactérias do reservatório de Itaipu, PR, e
registrou o menor valor de oxigênio em fevereiro o que pode ser atribuído a
temperaturas mais elevadas que diminuem a solubilidade do oxigênio além de outros
fatores como os processos de oxiredução e consumo. Essa informação não se aplica
ao estudo, pois a chuva diminuiu a densidade dos organismos fitoplanctônicos,
refletindo em valores mais baixos de oxigênio.
88
- Demanda bioquímica de oxigênio:
A DBO está associada, geralmente, ao nível trófico de um ecossistema
aquático e é um parâmetro fundamental para o controle da poluição das águas por
matéria orgânica. Alguns dos fatores que podem influenciar esta demanda são a
temperatura, a turbulência, a população biológica envolvida no processo, a
concentração de matéria orgânica e o lançamento de esgoto sanitário e resíduos
industriais (B
ARRETO
1999).
Durante o período de estudo, as concentrações foram maiores no inverno
(Figura 11, Tabela 13). Esse fato pode estar associado ao menor grau de diluição
devido a ocorrência de menores índices pluviométricos (R
OCHA
1999).
Os dados encontrados se assemelham ao efluente final da ETE do
município de Novo Horizonte, estudado por F
ALCO
(2005).
- Fósforo Total e Ortofosfato:
O fósforo constitui-se em um dos principais nutrientes para os processos
biológicos, ou seja, é um dos chamados macronutrientes, por ser exigido também em
grandes quantidades pelas células e é indispensável ao crescimento das algas, pois
faz parte da composição de importantes compostos celulares diretamente ligados ao
armazenamento de energia da célula, como ATP e GTP (E
STEVES
1998).
De acordo com W
ETZEL
(2001), o fósforo encontra-se sob diversas
formas na coluna d’água, sendo o fosfato solúvel reativo (P-PO
4
) a forma mais
utilizada pelos organismos produtores do sistema, tornando-se um fator limitante
para tais organismos em ambientes naturais. A temperatura elevada promove
aceleração do metabolismo, fazendo com que o P-PO
4
seja assimilado e incorporado
rapidamente à biomassa (E
STEVES
1998;
W
ETZEL
2001).
Além disso, a solubilização de fósforo do sedimento e a morte dos
organismos aquáticos, inclusive das algas, também contribuem com elevação de sua
concentração (V
INATEA
-A
RANA
1997). Segundo R
AMIREZ
(1996), o aumento das
concentrações de fósforo para o fundo pode ser explicado pela sedimentação de
89
partículas algais e pela sedimentação do fósforo particulado que, segundo W
ETZEL
(2001), representa ao redor de 70% do fósforo total.
Os maiores valores para fósforo total e ortofosfato foram registrados para
o outono e inverno (Figuras 12 e 13, Tabelas 14 e 15). Os dados corrombam com
S
ILVA
(2005) que sugere que esta situação de maior concentração de nutrientes no
período de seca deva-se à baixa renovação da água que ocorre neste período. No
verão foi registrado alto valor para fósforo total, fato explicado pela turbulência
causada pela chuva, sendo responsável pela ressuspensão do sedimento.
C
ARMO
(2000) estudou o aporte de nutrientes para o Lago das Garças,
SP, e registrou concentrações de fósforo total variando entre 0,058 a 0,247 mg.L
-1
.
Valores semelhantes foram obtidos por T
UCCI
(2002) e são abaixo do que foi
encontrado nesse estudo.
“Em lagos tropicais, onde a temperatura da água é mais elevada, o
metabolismo dos organismos aumenta fazendo com que o P-PO
4
seja assimilado
mais rapidamente e incorporado rapidamente à biomassa, o que poderia justificar os
resultados abaixo do limite obtidos” (T
UCCI
2002).
- Nitrogênio total e Nitrogênio amoniacal:
Os compostos de nitrogênio são nutrientes para processos biológicos. São
tidos como macronutrientes, pois após o carbono, o nitrogênio é o elemento exigido
em maior quantidade pelas células vivas. É também indispensável para o crescimento
de algas e, quando em elevadas concentrações em lagos e represas, pode conduzir a
um crescimento exagerado desses organismos (E
STEVES
1998).
No meio aquático, o nitrogênio pode ser encontrado nas formas reduzidas
(nitrogênio orgânico e amoniacal) e oxidadas (nitrito e nitrato). Em um corpo d’água,
a determinação da forma predominante do nitrogênio pode fornecer informações
sobre o estágio da poluição (poluição recente está associada ao nitrogênio na forma
orgânica ou de amônia, enquanto uma poluição mais remota está associada ao
nitrogênio na forma de nitrato) (L
ILIAMTIS
2007).
90
Segundo W
ETZEL
(2001), na zona trofogênica o amônio é rapidamente
assimilado pelas algas, o que o torna fonte mais significativa de nitrogênio para o
fitoplâncton.
A presença de íons amônio (NH
4
+) dissolvidos depende, principalmente
do pH e da temperatura da água: pH acima de 9,0 e temperatura acima de 26,0ºC
favorecem a conversão de NH
4
+ a NH
3
e aumentam a concentração deste último para
níveis que podem ser tóxicos ou letais para peixes e demais organismos aquáticos.
Por outro lado, em pH abaixo de 7,0 e temperatura abaixo de 26,0ºC, a fração de
NH
4
+ é predominante na reação de equilíbrio (V
INATEA
-A
RANA
1997; W
ETZEL
2001).
Os maiores valores para nitrogênio total e amoniacal foram registrados
para a primavera e verão (Figuras 14 e 15, Tabelas 16 e 17). Os dados corrombam
com G
ENTIL
(2007).
5.4..Variáveis biológicas
- Coliformes Totais e Termotolerantes:
Sob o ponto de vista da contaminação das águas naturais por esgotos
domésticos, grande importância possui a análise microbiológica, sobretudo os níveis
de coliformes totais e termotolerantes, que determinam indiretamente a possibilidade
da presença de organismos nocivos à saúde humana (B
RANCO
1986).
O uso das bactérias coliformes termotolerantes para indicar poluição
sanitária mostra-se mais significativo que o uso da bactéria coliforme total, porque as
bactérias fecais estão restritas ao trato intestinal de animais de sangue quente
enquanto as bactérias totais podem ser encontradas normalmente no solo e sobre a
vegestação. A determinação da concentração dos coliformes assume importância
como parâmetro indicador da possibilidade da existência de microorganismos
patogênicos, responsáveis pela transmissão de doenças de veiculação hídrica, tais
como febre tifóide, febre paratifóide, desinteria bacilar e cólera (C
ARVALHO
2003;
C
ETESB
2007).
91
Durante o estudo, observou-se que os coliformes se sedimentam ao longo
da série de reservatórios, apresentando maiores valores para o Lago 1. Nota-se ainda
valores muito elevados para o inverno, sugerindo-se que houve uma descarga de
poluentes nesse período (Figura 16, Tabela 18).
- Clorofila-a e feofitina:
A clorofila-a é utilizada para estimar a biomassa fitoplanctônica, e
considera os organismos viáveis do ecossistema, ou seja, os que ainda são capazes de
converter energia luminosa em energia química armazenada que pode ser
disponibilizada para os demais níveis tróficos (W
ETZEL
2001).
Diversos fatores influenciam a produção primária pelo fitoplâncton, tais
como, temperatura da água, pH, gases dissolvidos (oxigênio e gás carbônico),
disponibilidade de nutrientes, principalmente nitrogênio e fósforo e transparência da
água (S
Á
J
ÚNIOR
1994). Além das variáveis ambientais acima citadas, processos
biológicos também podem interferir na produção primária fitoplanctônica, tais como,
herbivoria pelo zooplâncton e por peixes (G
ENTIL
2007).
Quando as células morrem, a clorofila-a e outros tipos de clorofila (b e c)
se degradam convertendo-se em feopigmentos. Deve-se considerar que uma porção
significativa das células das algas da coluna d’água já não é viável, e que em alguns
lagos, as concentrações de feopigmentos ao longo do ano chegam a ser iguais, ou
mesmo superiores, aos valores (W
ETZEL
2001).
Os pesqueiros amostrados por S
ILVA
(2005) apresentaram valores médios
de feofitina inferiores aos valores médios de clorofila-a nos dois períodos
amostrados, dados que corrombam o presente estudo.
A clorofila-a apresenta valores mais altos na primavera, enquanto a
feofitina é mais elevada no outono (Figuras 17 e 18, Tabelas 19 e 20). Comparando
com a densidade total do fitoplâncton, o inverno apresentou maiores valores
relacionados a Chroococcus minutus. A densidade total da primavera foi composta
por Cylindrospermopsis raciborskii, refletindo em altos índices de clorofila-a. O
outono apresentou os valores mais elevados de feofitina e alta densidade de uma
92
espécie denominada Colônia, que não foi identificada pela dificuldade por causa do
seu estado de senescência no momento da coleta.
W
OSIACK
(2005) também encontrou baixas coincidências existentes entre
a densidade de cianobactérias e clorofila-a existente em alguns pontos amostrados e
sugeriu que podem ser decorrentes do estado fisiológico da população algal.
- Composição florística:
O conhecimento sobre a biodiversidade de espécies da comunidade
fitoplanctônica é imprescindível em estudos de avaliação, monitoramento e
recuperação de ecossistemas aquáticos, permitindo conhecer as relações entre as
variáveis ambientais e a ocorrência de determinadas espécies sob determinadas
condições (S
TEVENSON
e S
MOL
2003).
Durante o período de estudo foram identificados 125 táxons distribuídos
em 12 classes. A classe com maior representatividade foi Chlorophyceae com 38,8%,
seguida por Cyanobacteria (23,8%), Euglenophyceae (8,7%), Cryptophyceae (6,3%),
Zygnemaphyceae (5,5%), Bacillariophyceae (4,7%) e 11,1% para as demais classes
(Chrysophyceae, Coscinodiscophyceae, Dinophyceae, Xanthophyceae,
Craspedomonadophyceae e Fragilariophyceae) (Figura 19).
Do total de táxons identificados, a classe Chlorophyceae foi a que
apresentou maior riqueza, contribuindo com 14% deste total na primavera, 38% no
verão, 45% no outono e 43% no inverno (Figura 20). Em ambientes tropicais e
eutróficos, a classe Chlorophyceae contribui com grande número de espécies,
conforme já demonstrado por diversos autores, tais como: B
EYRUTH
(1996), T
UCCI
-
M
OURA
(1996), S
ANT
’A
NNA
et al. (1997), C
ALIJURI
(1999), T
UCCI
(2002),
C
ARVALHO
(2003), M
ATSUZAKI
et al. (2004), F
ALCO
(2005), S
ILVA
(2005), G
ENTIL
(2007), entre outros que estudaram lagos brasileiros eutrofizados.
A classe Cyanobacteria foi a segunda em representatividade,
contribuindo com 38% na primavera, 19% no verão, 27% no tanto no outono quanto
no inverno (Figura 20). A classe foi mais representativa para a época da primavera,
corrombando com outros estudos que enfatizam a importância das cianobactérias
93
para a composição de ambientes tropicais rasos e eutróficos (S
ANT
’A
NNA
et al. 1997;
H
USZAR
et al. 2000; T
UCCI
e S
ANT
’A
NNA
2003; S
ILVA
2005).
M
ATSUZAKI
et al. (2004) observaram que as classes mais comuns para
um pesqueiro foram Chlorophyceae e Cyanobacteria nas condições que se
assemelham a este trabalho: ambiente raso e com boa disponibilidade de nutrientes.
- Densidade, biovolume e estimativa de células:
O biovolume e a estimativa do número de células apresentaram valores
mais elevados na primavera, com expressiva participação de Cylindrospermopsis
raciborskii. Já a densidade total apresentou os maiores valores no inverno
representados por Chroococcus minutus.
T
UCCI
(2002) relata que o valor máximo de densidade da comunidade
fitoplanctônica foi registrado no inverno/98, enquanto que o valor máximo de
biovolume foi registrado no inicio da primavera/97 (Figura 6). Chlorophyceae,
Cyanophyceae e Cryptophyceae representaram 90% da densidade total da
comunidade. Em relação ao biovolume, as classes Cyanophyceae, Cryptophyceae e
Dinophyceae somaram mais de 80% do biovolume total da comunidade.
A elevação do bivolume das cianobactérias na primavera refletiu nos
maiores valores de turbidez, clorofila-a, oxigênio dissolvido e pH que podem ser
conseqüência de maior atividade fotossintética, devido ao aumento da temperatura da
água e da concentração de nitrogênio amoniacal, sendo análises estatísticas. Os altos
índices de densidade encontrados no inverno relacionam-se com altas concentrações
de condutividade e de ortofosfato (Figura 31, Tabela 31).
O biovolume é utilizado para estimar a biomassa fitoplanctônica levando
em conta, além da densidade (org/mL), também o tamanho do organismo e sua
forma, permitindo resultados mais comparáveis (W
ETZEL
2001). Assim, espécies de
tamanhos pequenos podem apresentar elevada densidade, mas, em termos de
biovolume contribuem menos para a biomassa total, se comparadas a espécies menos
abundantes, porém, com tamanhos maiores (G
ENTIL
2007).
94
Neste estudo, biovolume das espécies da classe Cyanobacteria e os
resultados mostraram diferenças entre biovolume e densidade de algumas espécies
(Figuras 22 a 26, Tabelas 22 e 23).
Observa-se que espécies com dimensões menores, tais como,
Chroococcus minutus (Chroococcaceae), Pseudanabaena mucicola
(Pseudanabaenaceae), Merismopedia tenuissima (Merismopediaceae) contribuíram
mais com a densidade total do que com a biomassa, relacionando a outras espécies de
maiores dimensões como Microcystis aeruginosa (Microcystaceae) e as filamentosas
Cylindrospermopsis raciborskii (Nostocaceae) e Planktothrix agardii
(Phormidiaceae) em função do volume de suas colônias ou filamentos. A estimativa
do número de células foi mais elevada na classe Merismopediaceae com as espécies
Aphanocapsa incerta, Coelosphaerium evidenter-marginatum e Sphaerovacum
brasiliensis.
S
ILVA
(2005), estudando populações de Microcystis de 20 pesqueiros,
verificou que, apesar da ocorrência de espécies de cianobactérias picoplanctônicas
(em sua maioria), tais como espécies de Aphanocapsa, Merismopedia e
Synechococcus terem contribuído mais em densidade, nos períodos de seca e chuva,
o biovolume mostrou que as espécies de Microcystis contribuíram muito mais para a
biomassa, em função do maior volume de suas colônias, provavelmente contribuindo
significativamente para a taxa fotossintética e dinâmica do sistema.
G
ENTIL
(2007) calculou o biovolume para todas as espécies encontadas
em seu estudo. Em relação às cianobactérias, destaca-se Aphanocapsa delicatissima,
Synechococcus nidulans e Synechocystis sp (Cyanobacteria) como espécies de
dimensões menores e que contribuíram menos para a biomassa total em relação a
espécies de maiores dimensões, como Aphanocapsa cf. holsatica, A. holsatica e A.
incerta (Cyanobacteria).
- Espécies descritoras
Onze espécies foram consideradas descritoras para o estudo, contribuindo
com 93,8% da densidade total (Tabela 24), e as maiores contribuições foram das
95
classes Cyanobacteria e Chlorophyceae que vêm evidenciar o predomínio de tais
classes sob condições de elevada eutrofização. (G
ENTIL
2007).
Do total de espécies descritoras, a maior contribuição foi dada pela classe
Cyanobacteria, cujas espécies que mais se destacaram foram Chroococcus minutus
(48,4%) e Cylindrospermopsis raciborskii (31,0%).
A maioria dos estudos sobre a distribuição e abundância do fitoplâncton
tem sido realizada considerando-se a comunidade total ou então os grandes grupos
taxonômicos (M
ARINHO
e
H
USZAR
2002). No entanto, estudos que enfocam as
mudanças do fitoplâncton abordando suas estratégias adaptativas (C, S, R-
estrategistas) e grupos de espécies (grupos funcionais) descritoras das condições
ambientais são mais apropriados, pois o tamanho e a forma das algas estão
diretamente ligados às suas adaptações fisiológicas, permitindo predizer de maneira
mais efetiva as condições do ambiente do que os grupos filogenéticos (R
EYNOLDS
1997;
H
USZAR
et al.
2000;
R
EYNOLDS
et al.
2002;
M
ARINHO
e
H
USZAR
2002).
O presente estudo foi caracterizado por espécies descritoras que podem
constituir grupos de associações que melhor refletem o estado de trofia dos lagos
analisados. As espécies pertencem a sete grupos funcionais principais, revelando um
ambiente eutrófico onde ocorrem mistura vertical da coluna d’água, com espécies
tolerantes a falta de nutrientes, a ambientes rasos e sensíveis a baixa luminosidade e a
chuvas intensas. Os grupos funcionais e suas respectivas espécies estão listados
abaixo:
1) grupo S1, caracterizado por espécies filamentosas, que habitam
ambientes turvos com mistura vertical da água, tolerantes a falta de disponibilidade
de luz e sensíveis a inundações, como ocorre com Planktothrix agardi, Planktothrix
isothrix e Pseudanabaena mucicola; 2) grupo S
N
, caracterizado por espécies de
hábitos solitários, que habitam ambientes quentes com mistura vertical da água,
tolerantes a falta de nitrogênio e sensíveis a inundações, como ocorre com
Cylindrospermopsis raciborskii; 3) grupo Z, caracterizado por espécies procarióticas
picoplanctônicas, que habitam ambientes com mistura vertical da água, tolerantes a
pouco nutriente e sensíveis a falta de predação, como ocorre com Chroococcus
minutus; 4) grupo X3, caracterizado por espécies eucarióticas picoplanctônicas, que
96
habitam ambientes rasos e com mistura vertical da água, tolerantes a baixa
profundidade e sensíveis a mistura vertical da coluna d’água e a predação, como
ocorre com Pseudodidymocystis fina; 5) grupo X1, caracterizado por espécies que
habitam ambientes rasos, com mistura vertical da água e eutrofizados, tolerantes a
estratificação e sensíveis ao déficit de nutrientes e a predação, como ocorre com
Monoraphidium contortum; 6) grupo L
O
, caracterizado por espécies que habitam o
epilimnio, tolerantes a diferenciados nutrientes e sensíveis a mistura prolongada ou
profunda da coluna d’água, como ocorre com Merismopedia tenuissima; 7) grupo M,
caracterizado por espécies coloniais, que habitam ambientes com mistura vertical da
coluna d’água e lagos de baixa latitude, tolerantes a alta radiação solar e sensíveis a
inundações e baixa disponibilidade de luz, como ocorre em Microcystis aeruginosa;
8) Geitlerinema unigranulatum e Colônia não foram classificados nos grupos
funcionais de R
EYNOLDS
et al.
(2002).
5.5..Índices biológicos
Em relação à comunidade fitoplanctônica, foram identificados 21 táxons
para a primavera, 71 táxons para o verão, 74 táxons para o outono e 81 táxons para o
inverno, distribuídos em doze classes (Figura 27, Tabela 25).
A riqueza de espécies é reduzida para o mês de setembro por causa da
floração de Cylindrospermopsis raciborskii, que mesmo possuindo tricomas finos e
alongados, a sua densidade foi tão elevada que a se comportou como se fosse de
Microcystis promovendo o sombreamente para as demais espécies fitoplanctônicas
não permitindo a co-existências de muitas espécies (T
UCCI
e S
ANT
’A
NNA
2003).
Esse fato foi responsável pelos baixos valores de diversidade e equitabilidade e os
altos valores de dominância (Figuras 28, 29 e 30, Tabelas 26, 27 e 28).
T
UCCI
e S
ANT
’A
NNA
(2003) mencionaram que o sucesso ecológico de C.
raciborskii está diretamente relacionado a tolerância à baixa luminosidade e alta
afinidade com amônio. A PCA e CCA mostraram que durante a floração de C.
raciborskii (primavera) foram registradas, em média, altas temperatura da água,
97
turbidez, pH e oxigênio dissolvido. Assim sendo, consideramos que estes foram os
fatores fundamentais para o desenvolvimento dessa floração no Lago das Garças e os
mesmos encontrados estatisticamente neste estudo (Figura 32, Tabela 32).
S
OUZA
et al. (1998), ao acompanharem a variação sazonal de C.
raciborskii no Rio Pequeno, braço da Represa Billings, SP, concluíram que o
desenvolvimento da espécie foi favorecido por valores elevados de temperatura da
água, do pH e da concentração de oxigênio dissolvido.
Segundo T
UCCI
e S
ANT
’A
NNA
(2003) o fato do nitrogênio nunca ser fator
limitando no lago, sobretudo o íon amônio que é a forma preferencial de absorção do
nitrogênio, descarta a estratégia de fixação de nitrogênio atmosférico por
heterocistos, não havendo necessidade de formação e de gasto energético.
No inverno, houve floração de Chrooccocus minutus. Sua floração
permitiu a co-existência de outras espécies devido ao seu tamanho reduzido. A
riqueza e a dominância para o período foram altas, mas a diversidade e
equitabilidade foram baixas.
B
ORGES
(2006) relata que Synechocystis aquatilis, espécie do mesmo
grupo funcional de Chrooccocus minutus, tem sido freqüentemente associada às
condições de mistura total da coluna d’água. A ACC evidenciou que estes táxons
ocorreram em condições de maior precipitação pluviométrica, maiores valores de
pH, condutividade elétrica e alcalinidade, bem como maior abundância de rotifera e
copepoditos e adultos de calanoida. No presente estudo, a estatística está relacionada
apenas a condutividade elétrica e ao ortofosfato.
Estudos realizados no Lago das Garças demostraram uma tendência de
elevada dominância na primavera quando as cianobactérias formam florações,
refletindo nos valores mais baixos de diversidade, riqueza e equitabilidade (R
AMIREZ
1996; T
UCCI
-M
OURA
1996; S
ANT
’A
NNA
et al.1997; G
ENTIL
2000).
Podemos destacar no presente estudo a dominância de
Cylindrospermopsis raciborskii na época de primavera, pois elevadas densidades
decorrem de boas adaptações às condições físicas, químicas e biológicas reinantes no
ambiente (B
EYRUTH
1996; G
ENTIL
2000). Essa cianobactéria produz duas toxinas: a
cilindrospermopsina, um alcalóide com ação no fígado e rins (O
HTANI
et al. 1992;
98
L
AGOS
et al. 1999) e a toxina paralisante do tipo PSP (Paralytic Shellfish Poisons),
que age no sistema neuromuscular (L
AGOS
et al. 1999). É preocupante para a Saúde
Pública o consumo de peixes por pescadores clandestinos no entorno (C
ARMO
2000;
Anexo
1) que podem estar contaminados por estas toxinas.
F
ERRAGUT
(2004) estudou um lago oligotrófico na cidade de São Paulo
promovendo vários enriquecimentos por nitrogênio e fósforo. A autora verificou que
a adição isolada e combinada de fósforo elevou a riqueza e densidade de clorofíceas
e a adição de nitrogênio e/ou fósforo aumentou a abundância de cianobácterias e
clorofíceas. Assim como G
ENTIL
(2007), esse presente estudo também sofreu
interferência das concentrações de nitrogênio e fósforo que podem ter favorecido a
elevada densidade das classes Chlorophyceae e Cyanobacteria.
As clorofíceas possuem elevada taxa de crescimento e perdas, exigindo
grande demanda de nutrientes. Por isso, a importância da oferta adequada de fósforo
e nitrogênio para essa classe de algas atingir sua taxa ótima de crescimento
(R
EYNOLDS
1984). O verão foi o único período em que as espécies abundantes foram
da Classe Chlorophyceae, relacionada a diluição do meio por causa da intensa chuva
na semana anterior a coleta. No outono, a diversidade e equitabilidade foram altas e
dominância baixa, porém a maioria das espécies abundante pertence à Classe
Cyanobacteria (Tabela 29).
A relação nitrogênio:fósforo (N:P) é importante na determinação da
biomasse fitoplanctônica e na composição de espécies. Assim, haverá dominância de
determinadas espécies conforme a resposta as diferentes proporções entre os dois
nutrientes (M
ATHEUS
e B
ARBIERI
1999). Segundo os autores, a menor relação N:P
favorece as cianobactérias, por estas possuírem capacidade de absorver nitrogênio
atmosférico quando nitrogênio combinado se encontra limitante na água, por outro
lado, maior relação N:P pode favorecer o aumento das clorofíceas.
De acordo com J
ENSEN
et al. (1994), que estudaram o impacto dos
nutrientes sobre a comunidade fitoplanctônica em lagos rasos, altas concentrações de
fósforo total favorecem o crescimento das clorofíceas, concentrações intermediárias
favorecem as cianobactérias não heterocitadas e baixas concentrações favorecem as
99
cianobactérias heterocitadas, resultados que concordam com aqueles registrados no
presente trabalho (G
ENTIL
2007).
5.6..Índice de estado trófico
O índice de comunidade fitoplanctônica com IET constitui importante
instrumento para avaliação da qualidade do corpo d’água, pois, como afirma
C
ARVALHO
(2003), este índice é bastante sensível para refletir a qualidade do
ambiente.
Nesse índice, os resultados correspondentes ao fósforo, IET(P), devem
ser entendidos como uma medida do potencial de eutrofização, já que este nutriente
atua como o agente causador do processo. A avaliação correspondente à clorofila a,
IET(CL), por sua vez, deve ser considerada como uma medida da resposta do corpo
hídrico ao agente causador, indicando de forma adequada o nível de crescimento de
algas que tem lugar em suas águas (
C
ETESB
2007).
Assim, o índice médio engloba, de forma satisfatória, a causa e o efeito
do processo. Deve-se ter em conta que num corpo hídrico, em que o processo de
eutrofização encontre-se plenamente estabelecido, o estado trófico determinado pelo
índice da clorofila a certamente coincidirá com o estado trófico determinado pelo
índice do fósforo. Já nos corpos hídricos em que o processo esteja limitado por
fatores ambientais, como a temperatura da água ou a baixa transparência, o índice
relativo à clorofila a irá refletir esse fato, classificando o estado trófico em um nível
inferior àquele determinado pelo índice do fósforo (
C
ETESB
2007).
Segundo M
ERCANTE
e T
UCCI
-M
OURA
(1999) a aplicação destes índices
deve ser feita com cautela e devem ser utilizados somente como um indicador do
potencial do estado trófico. É importante considerar os aspectos da dinâmica
temporal e espacial das variáveis físicas, químicas e biológicas do sistema, além dos
diferentes compartimentos de cada sistema principalmente em relação ao conteúdo
de nitrogênio e fósforo e os aspectos regionais particulares de cada bacia
hidrográfica.
100
De acordo com M
ERCANTE
et al. (2004), os pesqueiros analisados no
presente estudo são considerados eutróficos a hipereutróficos, portanto, nitrogênio e
fósforo não constituem fatores limitantes ao desenvolvimento do fitoplâncton, pelo
contrário, são os principais elementos que favorecem as condições eutróficas de tais
ambientes, favorecendo o desenvolvimento desses organismos (Tabela 30), dado que
corromba com S
ILVA
(2005) e G
ENTIL
(2007) que estudaram pesqueiros que recebem
adição de ração e T
UCCI
(2002) que pesquisou um Lago urbano com florações de
cianobactérias, afluente dos três reservatórios em estudo.
101
6..CONCLUSÕES
1) A primavera associou-se com os maiores valores de temperatura da
água e nitrogênio amoniacal. Essas variáveis contribuíram para a proliferação de
cianobactérias, responsáveis pela alta turbidez, pH, oxigênio dissolvido e clorofila-a.
2) O verão esteve associado com as seguintes variáveis físicas e
químicas: fósforo total e transparência, condição derivada de chuvas intensas que
diluíram o corpo d’água.
3) O outono apresenta características de todas as estações podendo ser
considerado um período de transição. Além disso, apresentou os valores mais
elevados para feofitina indicando que nesse período a comunidade fitoplanctônica
estava em estado de senescência.
4) O inverno caracterizou-se por elevada condutividade e ortofosfato.
Também apresentou os maiores valores de DBO e coliformes, sugerindo uma
descarga de esgoto no Lago das Garças. Foi caracterizado pela alta densidade de
Chroococcus minutus, talvez decorrente da mistura vertical da coluna d’água.
5) Não houve diferenças significativas quanto a variáveis físicas e
químicas e biológicas entre superfície e fundo, nem entre os 3 Lagos, podendo ser
considerados um só reservatório para estudos futuros. Portanto, não houve melhoria
na qualidade da água durante a série.
6) As condições hipereutróficas dos sistemas analisados contribuíram
para florações durante todo o período (exceto no verão por ocorrência de chuvas),
sendo na primavera de Cylindrospermopsis raciborskii, no outono de uma colônia
não identificada devido ao grau elevado de senescência da comunidade e no inverno
de Chrooccocus minutus.
7) A comunidade fitoplanctônica respondeu sazonalmente às estações do
ano, predominando a classe Cyanophyceae na primavera e Chlorophyceae nas
demais estações.
102
8) As espécies descritoras que podem ser consideradas como
bioindicadoras de poluição foram Cylindrospermopsis raciborskii e Chroococcus
minutus, que juntas contribuíram com 79,4% de toda densidade deste estudo.
9) Espécies com dimensões menores contribuíram mais com a densidade
total do que com a biomassa. Por outro lado, espécies coloniais e filamentosas estão
relacionadas a maiores dimensões e conseqüente biovolume elevado, tais como
Microcystis, Cylindrospermopsis e Planktothrix. A estimativa do número de células
foi maior na classe Merismopediaceae.
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73.
117
ANEXOS
A1
Anexo 1 – Aspectos gerais dos lagos amostrados.
- Reservatório 1: Imagem de satélite (G
OOGLE
E
ARTH
2007) e Fotografia.
- Reservatório 2: Imagem de satélite (G
OOGLE
E
ARTH
2007) e Fotografia.
- Reservatório 3: Imagem de satélite (G
OOGLE
E
ARTH
2007) e Fotografia.
´
A2
- Saídas d’água: Ligação entre os Lagos 1 e 2 e a saída do Lago 3, respectivamente.
- Carta de Uso e Ocupação do Solo da Região Metropolitana de São Paulo (E
MPLASA
1993, 1996) e medidas dos lagos através do software AutoCAD.
A3
- Interferência antrópica: florações, mortandade de peixes, degradação do entorno e
pesca nos lagos amostrados.
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