ads:
ALESSANDRA DELAZARI-BARROSO
“Fatores controladores do desenvolvimento do fitoplâncton em um
reservatório de abastecimento público no Espírito Santo, com ênfase
em cianobactérias”
TESE SUBMETIDA À UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO DE
JANEIRO, VISANDO A OBTENÇÃO DO GRAU DE DOUTOR
EM CIÊNCIAS
Universidade Federal do Rio de Janeiro
Centro de Ciências da Saúde
Instituto de Biofísica Carlos Chagas Filho
2007
ads:
Livros Grátis
http://www.livrosgratis.com.br
Milhares de livros grátis para download.
“Fatores controladores do desenvolvimento do fitoplâncton em
um reservatório de abastecimento público no Espírito Santo,
com ênfase em cianobactérias”
ALESSANDRA DELAZARI-BARROSO
Tese de Doutorado apresentada ao Programa de Pós-Graduação em
Ciências Biológicas do Instituto de Biofísica Carlos Chagas Filho da
Universidade Federal do Rio de Janeiro, como parte dos requisitos
necessários à obtenção do título de Doutor em Ciências.
Orientadora: Dra. Sandra Maria Feliciano de Oliveira e Azevedo
Co-orientadora: Dra. Vera Lúcia de Moraes Huszar
Rio de Janeiro
Outubro de 2007
ads:
“Fatores controladores do desenvolvimento do fitoplâncton em um
reservatório de abastecimento público no Espírito Santo, com ênfase
em cianobactérias”
ALESSANDRA DELAZARI-BARROSO
TESE SUBMETIDA À UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO DE JANEIRO,
VISANDO A OBTENÇÃO DO GRAU DE DOUTOR EM CIÊNCIAS
APROVADA POR:
___________________________________________________________________________
DR. NARCISA LEAL DA CUNHA E SILVA
(PRESIDENTE DA BANCA)
___________________________________________________________________________
DR. MARCELO MANZI MARINHO
___________________________________________________________________________
DR. MAURO DE FREITAS REBELO
___________________________________________________________________________
DR. OLAF MALM
___________________________________________________________________________
DRA. VALÉRIA FREITAS DE MAGALHÃES
(REVISORA)
___________________________________________________________________________
DRA. SANDRA MARIA FELICIANO DE OLIVEIRA E AZEVEDO
(ORIENTADORA)
Rio de Janeiro, RJ, Brasil
26 de outubro de 2007
No fundo, do real em si não conhecemos nada.
Claude Lévi-Strauss
iv
Delazari-Barroso, Alessandra
Fatores controladores do desenvolvimento do fitoplâncton em um reservatório de
abastecimento público no Espírito Santo, com ênfase em cianobactérias./ Alessandra
Delazari-Barroso. – Rio de Janeiro: UFRJ / IBCCF, 2007.
xvii, 94f.:il.; 30 cm.
Orientadora: Sandra Maria Feliciano de Oliveira e Azevedo.
Tese (Doutorado) - UFRJ / IBCCF / Programa de Pós-Graduação em Ciências
Biológicas, 2007.
Referências Bibliográficas: f. 82-94.
1. Ecologia do fitoplâncton. 2. Reservatório tropical. 3. Cianobactérias. 4.
Cylindrospermopsis raciborskii. 5. Mesocosmos. I. Azevedo, Sandra Maria Feliciano
de Oliveira e. II. Universidade Federal do Rio de Janeiro, Instituto de Biofísica Carlos
Chagas Filho, Programa de Pós-Graduação em Ciências Biológicas. III. Título.
v
AGRADECIMENTOS
Ao CNPq pelo financiamento desse projeto de pesquisa.
À Profa. Dra. Sandra M. F. O. e Azevedo pela orientação, incentivo e amizade durante a
nossa convivência nesse período.
À Profa. Dra. Vera L. M. Huszar pela co-orientação e amizade, sempre com boa vontade em
me ajudar na interpretação dos dados.
Ao Programa de Pós-Graduação em Ciências Biológicas - Biofísica e ao Instituto de Biofísica
por fornecerem a infra-estrutura necessária à realização deste trabalho.
À secretária do Programa de Pós-Graduação, Sandra Brito, por sua disponibilidade em ajudar
a cumprir os prazos e demais obrigações institucionais.
Ao Departamento de Ecologia e Recursos Naturais, da Universidade Federal do Espírito
Santo, por fornecer a infra-estrutura necessária para os trabalhos em campo e algumas
análises em laboratório.
Ao Instituto de Desenvolvimento Agropecuário e Florestal do Espírito Santo - IDAF, pela
permissão de acesso à Reserva Biológica de Duas Bocas.
Aos colegas do Laboratório de Ecofisiologia e Toxicologia de Cianobactérias, Ana Cláudia,
Isabel, João, Jobson, Levi, Pedro, Ricardo e Rodrigo e também aos Prof. Valéria, Marcelo e
Robson, pelo carinho e amizade que tornaram agradável a convivência no LETC.
Aos amigos Andréia, Raquel e Ronaldo pela amizade e apoio dado na finalização desse
trabalho.
Aos professores da Banca Examinadora pela disponibilidade em participar e contribuir para o
aprimoramento desse trabalho.
vi
Aos meus pais, que são o meu exemplo de bondade, honestidade e amor e sem os quais eu
não teria chegado a qualquer lugar.
A Deus, por ter me dado forças pra lutar nos momentos mais difíceis.
Finalmente, agradeço ao meu marido Gilberto e ao meu filhinho Guilherme, por terem
suportado minha ausência e os momentos de estresse durante essa fase, e por
complementarem a minha vida em todos os sentidos.
vii
RESUMO
O conhecimento dos fatores que regulam o funcionamento dos ecossistemas lacustres
tropicais ainda está em desenvolvimento. O regime físico, a disponibilidade de nutrientes e o
estado trófico são assuntos relevantes na Limnologia tropical. A dinâmica dessas
características foi avaliada no reservatório Duas Bocas (Espírito Santo, Brasil), um sistema de
abastecimento público pequeno (0,51 km
2
) e raso (< 10 m), inserido numa área de
conservação. Amostragens mensais foram realizadas de outubro de 2002 a setembro de 2003
para análise da comunidade fitoplanctônica e suas relações com as características dos regimes
físico (luz e mistura) e químico (principalmente nutrientes). De outubro a abril, estratificação
térmica e limitação por nutrientes foram registradas no epilímnio, enquanto anoxia e elevadas
concentrações de nutrientes ocorreram no hipolímnio. Em maio e junho, ocorreu circulação da
coluna d’água. As concentrações médias de fósforo total e clofofila a foram características de
sistemas meso-eutróficos. A co-limitação por N e P indicou que a concentração de nutrientes,
mais que a luz, regula o crescimento fitoplanctônico na maior parte do ano. Durante o período
de estratificação térmica, pequenas desmídias dominantes (grupos X
3
e N) estiveram
positivamente associadas à temperatura, pH e N NO
3
-
, e negativamente associadas ao fósforo
total, N NH
4
+
e razão N/P. No período de circulação, as desmídias foram substituídas por
cianobactérias filamentosas não heterocitadas (S
1
), associadas positivamente ao fósforo total e
N NH
4
+
e negativamente à temperatura e pH, além de Cylindrospermopsis raciborskii (S
n
),
associada positivamente com pH, fósforo total e N NO
3
-
, e negativamente com z
eu
e N NH
4
+
.
Um máximo metalimnético de biomassa composto por Limnothrix bicudoi e L. redekei foi
registrado no período de estabilidade térmica. De 23 de setembro a 27 de outubro de 2003, foi
desenvolvido na região lacustrina, com características mesotróficas, um experimento de
enriquecimento artificial com nove mesocosmos (2.200 L cada). Após adição de P PO
4
-
, N
NO
3
-
e N NH
4
+
em intervalos de 3 dias, amostras de água para análise do fitoplâncton,
clorofila a e nutrientes foram coletadas em cada mesocosmos e no reservatório. No início do
experimento, nos mesocosmos controle, tratamentos e no reservatório, o fitoplâncton esteve
dominado por desmídias, seguidas pelas cianobactérias, clorofíceas cocóides e criptofíceas. A
resposta de crescimento do fitoplâncton ao enriquecimento foi mais rápida no tratamento de
eutrofização longa que no de eutrofização curta. A biomassa total e a diversidade nos
mesocosmos enriquecidos foram maiores que nos controles e no reservatório, embora não
estatisticamente significativas. A dominância de desmídias (grupos funcionais X
3
e N) foi
substituída por cianobactérias filamentosas (S
n
e S
1
), que mostraram uma rápida resposta de
crescimento, relacionada ao aumento no pH e na turbidez da água. O crescimento de C.
viii
raciborskii (S
n
) foi mais pronunciado no tratamento de eutrofização curta, relacionado a
elevadas temperaturas e baixo teores de amônio. As populações de desmídias cresceram
significativamente após o 10º dia do experimento, o que foi relacionado a decréscimos no pH
e altas taxas de reprodução em temperaturas elevadas. A entrada de nutrientes com a
pluviosidade foi importante como uma fonte externa que subsidia o crescimento do
fitoplâncton num reservatório com características de limitação por nutrientes, principalmente
nitrogênio.
ix
ABSTRACT
Knowledge about key forcing functions that regulate tropical freshwater ecosystems is still
undergoing. Physical regime, nutrient availability and trophic state are some relevant issues in
tropical limnology. The contribution of these factors were evaluated on the dynamics of the
Duas Bocas Reservoir (DBR) (Espírito Santo State, southeastern Brazil), a small (0.51 km
2
)
and shallow (< 10 m) water supply reservoir surrounded by a protected forest. Monthly
samplings were carried out from October 2002 to September 2003 to analyze phytoplankton
community focused on physical (mixing regime and light) and chemical (mainly nutrients)
properties. From October to April, strong thermal stratification and nutrient limitation for
phytoplankton growth in the mixing layer were registered, besides anoxia and high nutrient
concentrations in the hypolimnion. In May and June, mixing events took place. The average
concentrations of total phosphorus and chlorophyll a were in agreement with meso-eutrophic
systems. Nutrient concentrations showed co-limitation by N and P, suggesting that nutrient
limitation rather than light limitation regulates the phytoplankton growth in the DBR most of
the time. During the stratification period, the dominant small desmids (groups X
3
and N) were
positively associated with temperature, pH and N NO
3
-
and negatively associated with total
phosphorus, N NH
4
+
and N/P ratio. On circulation period, desmids were replaced by non-
heterocytic filamentous cyanobacteria (S
1
), associated positively with total phosphorus and
NH
4
+
and negatively with temperature and pH, and by Cylindrospermopsis raciborskii (S
n
),
which showed significant positive correlation with pH, total phosphorus, and N NO
3
-
, and
negative correlation with z
eu
and N NH
4
+
. A metalimnetic maximum of biomass composed by
Limnothrix bicudoi and L. redekei were registered during high thermal stability. From 23
September to 27 October 2003, a nutrient enrichment experiment was carried out in the
lacustrine zone of the reservoir, presenting mesotrophic characteristics. Nine enclosures
(2,200 L each one), were set up. After P PO
4
-
, N NO
3
-
and N NH
4
+
additions at three days
intervals, water samples for phytoplankton, chlorophyll a, and nutrients were collected from
each enclosure and from the reservoir. At the beginning of the experiment, phytoplankton in
controls, treatments, and reservoir were dominated by picoplanktonic and nanoplanktonic
desmids, followed by cyanobacteria, coccal green, and criptophytes. The phytoplankton
growth response to the enrichment was more rapid at long eutrophication than that at short
eutrophication treatment. Biomass and diversity in enriched enclosures were higher than at
controls and water reservoir, although no statistical significances were found. The dominance
of desmids (functional group X
3
and N) was replaced by filamentous cyanobacteria (groups S
n
and S
1
), which showed a rapid growth response related to the increasing pH values and water
x
turbidity. The growth of C. raciborskii (S
n
) was more pronounced in short eutrophication
treatment, where it was associated to higher temperatures and low ammonium concentrations.
Desmids increased significantly after 10
th
day of the experiment and were related to decrease
in pH and high growth rates under higher temperatures. Nutrient input from rainfall was
important as external sources that improved the phytoplankton development in a reservoir
with N-limitation characteristics.
xi
Lista de figuras
Figura 1.1: Localização e mapa do reservatório Duas Bocas mostrando a estação amostral, a
torre de captação de água e a estação de tratamento de águas (direita). À esquerda é mostrada
a REBIO de Duas Bocas e a área de drenagem do reservatório (inferior) no estado do Espírito
Santo, Sudeste do Brasil (superior) (o texto das figuras está em inglês, pois os artigos desse
trabalho estão formatados para publicação) ...........................................................................10
Figura 1.2: Precipitação media mensal na região da Reserva Biológica de Duas Bocas durante
o período de estudo (2002 – 2003) e médias mensais históricas (1948 – 2001) ..................... 10
Figura 3.1: Ordenação das variáveis ambientais e das amostras pela Análise de Componentes
Principais nos dois primeiros eixos. Temp = temperatura da água; Turb = turbidez; Cond =
condutividade elétrica; DO = oxigênio dissolvido; Chl a = clorofila a. P1a (círculos escuros):
amostras do epilímnio no período 1; P1b (círculos escuros): amostras do fundo no período 1;
P2: (círculos brancos): amostras do período 2 ......................................................................... 16
Figura 3.2: Variação sazonal da velocidade do vento e da temperatura do ar no reservatório
Duas Bocas, mostrando o período 1 (outubro a abril) e o período 2 (maio a setembro) ......... 18
Figura 3.3: Isolíneas de temperatura da água no reservatório Duas Bocas, mostrando o período
1 (outubro a abril) e o período 2 (maio a setembro) ................................................................ 19
Figura 3.4: Variação sazonal da camada de mistura (z
mix
), profundidade máxima (z
max
), zona
eufótica (z
eu
) e razão z
eu
/z
mix
, no reservatório Duas Bocas, mostrando o período 1 (outubro a
abril) e o período 2 (maio a setembro) .................................................................................... 20
Figura 3.5: Isolíneas dos valores de turbidez (a), condutividade elétrica (b), pH (c) e oxigênio
dissolvido (d) no reservatório Duas Bocas, mostrando o período 1 (outubro a abril) e o
período 2 (maio a setembro) .................................................................................................... 21
Figura 3.6: Isolíneas dos valores de N NH
4
+
(a), N NO
3
-
(b), FSR (c) e SiSR (d) no
reservatório Duas Bocas, mostrando o período 1 (outubro a abril) e o período 2 (maio a
setembro) .................................................................................................................................23
Figura 3.7: Isolíneas dos valores de fósforo total (a), razão atômica N/P (b) e clorofila a (c)
no reservatório Duas Bocas, mostrando o período 1 (outubro a abril) e o período 2 (maio a
setembro) .................................................................................................................................25
Figura 3.8: Correlação entre os valores médios de fósforo total e clorofila a (ln) na camada de
mistura do reservatório Duas Bocas ........................................................................................ 25
Figura 4.1: Variação sazonal da biomassa fitoplanctônica (peso fresco) no RDB, mostrando o
período 1 .................................................................................................................................. 36
xii
Figure 4.2: Variação sazonal da contribuição relativa das classes fitoplanctônicas para a
biomassa total no RDB, mostrando o período 1 (outubro a março) e o período 2 (abril a
setembro) .................................................................................................................................37
Figure 4.3: (a) Box-plots da percentagem de limitação por nutrientes. Para todos os nutrientes,
exceto SiSR, os grupos (Cy, cianobactérias; Dn, dinoflagelados; Dt, diatomáces; Ch,
crisofíceas; Gr; clorofíceas) com a mais alta (barras cheias) e mais baixa (barras vazias)
constante de semi-saturação (K
m
) foram considerados. Para SiSR, os outros grupos foram
assumidos como tendo baixa demanda por silicato e não limitados por esse nutriente. A
variação da resposta para um dado grupo fitoplanctônico é causada pela variação sazonal nas
concentrações dos nutrientes. Essa variação é expressa por um box-plot, no qual a linha dentro
das caixas é a mediana, enquanto as caixas, barras e pontos representam 75, 90 e 95 % dos
dados, respectivamente. (b) Comparação da limitação para os grupos fitoplanctônicos,
mostrando os valores médios de K
m
para os quatro nutrientes e as cinco divisões taxonômicas
do fitoplâncton (Huszar & Caraco, 1998; Marinho & Huszar, 2002) .....................................40
Figure 4.4: Diagrama de ordenação da Análise de Correspondência Canônica (ACC)
mostrando os grupos funcionais do fitoplâncton (X
3
, N, S
1
, S
n
, J, L
o
e Z), as variáveis
ambientais (setas) que exerceram influência significante e independente sobre a distribuição
fitoplanctônica e as amostras (círculos) agrupadas por período (P1a: amostras da superfície,
profundidade de Secchi e limite da zona eufótica no período 1; P1b: amostras do fundo no
período 1; P2: todas as amostras do período 2) ....................................................................... 42
Figura 4.5: Tricomas das cepas cultivadas de Cylindrospermopsis raciborskii, isoladas de
amostras naturais do reservatório Duas Bocas, Espírito Santo (a: CyDB-1; b: CyDB-2,
evidenciando heterocito e acineto) .......................................................................................... 45
Figura 4.6: Curvas de crescimento das cepas de C. raciborskii (CyDB-1 e CyDB-2) ........... 46
Figura 4.7: Variação da concentração de clorofila a em 10
6
células nos cultivos das cepas de
C. raciborskii (CyDB-1 e CyDB-2) ........................................................................................ 46
Figura 5.1: Vistas parciais do reservatório Duas Bocas, mostrando os mesocosmos (a, b)
próximos à torre de captação de água (c) e a amostragem (d) ................................................ 56
Figura 5.2: Variação na temperatura do ar (
o
C) e na pluviosidade (mm) durante o período
experimental (os números próximos à linha pontuada representam os dias amostrais) ..........58
Figura 5.3: Variação na temperatura da água (
o
C) no reservatório e nos mesocosmos durante
o período experimental ............................................................................................................ 59
Figura 5.4: Variação nos valores de pH (a), condutividade elétrica (b), turbidez (c) e
transparência (d) no reservatório e nos mesocosmos durante o período experimental ...........61
xiii
Figura 5.5: Variação nas concentrações de N NO
2
-
(a), N NO
3
-
(b), N NH
4
+
(c) e FSR (d) no
reservatório e nos mesocosmos durante o período experimental ............................................62
Figura 5.6: Variação nas concentrações de fósforo total (a), clorofila a (b) e razão N/P (c) no
reservatório e nos mesocosmos durante o período experimental ............................................63
Figura 5.7: Variação na biomassa total do fitoplâncton no reservatório e nos mesocosmos
durante o período experimental ............................................................................................... 64
Figura 5.8: Variação no índice de diversidade de Shannon e Wiener no reservatório e nos
mesocosmos durante o período experimental .......................................................................... 65
Figura 5.9: Variação na biomassa das principais classes fitoplanctônicas no reservatório e nos
mesocosmos durante o período experimental .......................................................................... 68
Figura 5.10: Variação da porcentagem de contribuição dos principais grupos funcionais do
fitoplâncton para a biomassa total, no reservatório e nos mesocosmos durante o período
experimental ............................................................................................................................69
xiv
Lista de tabelas
Tabela 3.1: Autovalores e porcentagem cumulativa e total da variância resultantes da ACP
com as variáveis ambientais no reservatório Duas Bocas ....................................................... 16
Tabela 3.2: Correlações das variáveis ambientais com os eixos 1 e 2 resultantes da ACP com
as variáveis ambientais no reservatório Duas Bocas ............................................................... 17
Tabela 3.3: Valores médios das variáveis climáticas e físicas da coluna d’água nos períodos 1
(P1) e 2 (P2). (* Diferença significativa entre P1 e P2 de acordo com o Teste de Mann-
Whitney, p < 0,05) ...................................................................................................................17
Tabela 3.4: Valores médios das variáveis limnológicas e biomassa fitoplanctônica nas
profundidades amostradas e nos períodos 1 (P1) e 2 (P2). (* Diferença significativa entre P1 e
P2 de acordo com o Teste de Mann-Whitney, p < 0,05; ZE = limite da zona eufótica) ......... 19
Tabela 4.1: Ocorrência e distribuição vertical, por período estudado, das classes e espécies
fitoplanctônicas identificadas no RDB (veja Delazari-Barroso et al., 2007) ..........................38
Tabela 4.2: Autovalores e porcentagem cumulativa e total da variância resultantes da ACC
para os sete grupos funcionais do fitoplâncton descritos no RDB .......................................... 41
Tabela 4.3: Inter-relação das variáveis ambientais com a ordenação dos eixos 1 e 2,
significância do teste de Monte Carlo (valores de p) e variância explicada pelas variáveis
ambientais ................................................................................................................................42
Tabela 4.4: Porcentagem média, por período e em cada profundidade, dos grupos funcionais
do fitoplâncton (GF) como grupos de espécies dominantes. Legendas de acordo com
Reynolds (1997, 2006), Padisák & Reynolds (1998), Reynolds et al. (2002) ........................43
Tabela 4.5: Coeficientes de correlação de Spearman entre a biomassa dos principais grupos
funcionais do fitoplâncton e as variáveis z
eu
, z
eu
/z
mix
, temperatura (T), pH, fósforo solúvel
reativo (FSR), fósforo total (TP), amônio (NH
4
+
), nitrato (NO
3
-
) e razão N/P (apenas as
correlações significantes são apresentadas; p < 0,05) ............................................................. 44
Tabela 4.6: Parâmetros de crescimento das culturas de duas cepas de C. raciborskii, sob
intensidade luminosa de 40 μmoles fótons m
-2
s
-1
................................................................... 45
Tabela 5.1: Concentrações de nutrientes em cada adição e em cada tratamento durante o
experimento de enriquecimento artificial, realizado em setembro e outubro de 2003, no
reservatório Duas Bocas, Espírito Santo (C: controles, SE: eutrofização curta; LE:
eutrofização longa) ..................................................................................................................56
Tabela 5.2: Valores médios das variáveis ambientais registradas nos mesocosmos e no
reservatório (SE: eutrofização curta; LE: eutrofização longa) ................................................ 58
xv
Tabela 5.3: Contribuição media (%) dos grupos funcionais do fitoplâncton (GF) para a
biomassa total nos mesocosmos e no reservatório (SE: eutrofização curta; LE: eutrofização
longa) .......................................................................................................................................65
xvi
SUMÁRIO
1 Introdução ............................................................................................................................1
1.1 Considerações sobre a limnologia de lagos e reservatórios ...............................................1
1.2 Comunidade fitoplanctônica ...............................................................................................3
1.3 Cianobactérias e cianotoxinas ............................................................................................5
1.4 Experimentos de enriquecimento artificial com nutrientes ................................................7
1.5 Caracterização da área de estudo: o reservatório Duas Bocas ............................................8
2 Objetivos .............................................................................................................................11
3 Capítulo 1: “Luz e nutrientes como fatores reguladores do crescimento fitoplanctônico
em um reservatório tropical (Sudeste do Brasil)” .............................................................13
3.1 Material e Métodos .........................................................................................................13
3.1.1 Área de estudo ...............................................................................................................13
3.1.2 Amostragem em campo .................................................................................................13
3.1.3 Análise das amostras .....................................................................................................13
3.1.4 Análise dos dados ..........................................................................................................14
3.2 Resultados .......................................................................................................................14
3.2.1 Variáveis climáticas e regimes de luz e mistura ............................................................15
3.2.2 Condutividade, pH e oxigênio dissolvido .....................................................................21
3.2.3 Nutrientes e clorofila a ..................................................................................................22
3.3 Discussão .........................................................................................................................26
4 Capítulo 2: “Dominância sazonal e vertical do fitoplâncton em um reservatório
tropical (Sudeste do Brasil): alternância entre desmídias e cianobactérias” ................... 31
4.1 Material e Métodos ..........................................................................................................31
4.1.1 Amostragem em campo .................................................................................................. 31
4.1.2 Análise das amostras ...................................................................................................... 31
4.1.3 Análise dos dados ........................................................................................................... 31
4.1.4 Isolamento e cultivo das cepas de Cylindrospermopsis raciborskii ............................... 32
4.1.5 Bioensaio de toxicidade aguda e análise de toxinas ....................................................... 33
4.2 Resultados ........................................................................................................................34
xvii
4.2.1 Ciclo sazonal do fitoplâncton .........................................................................................34
4.2.2 Correlação entre o fitoplâncton e as variáveis ambientais ............................................. 39
4.2.3 Cultivos das cepas de C. raciborskii, bioensaio de toxicidade aguda e análise de
toxinas ......................................................................................................................................44
4.3 Discussão ..........................................................................................................................46
4.3.1 Ciclo sazonal do fitoplâncton .........................................................................................46
4.3.2 Diversidade e correlação das espécies com as variáveis ambientais .............................. 48
4.3.3 Grupos funcionais do fitoplâncton ................................................................................. 51
4.3.4 Cultivos e bioensaios com as cepas de C. raciborskii ....................................................52
5 Capítulo 3: “Respostas do fitoplâncton ao enriquecimento por nutrientes em diferentes
escalas de tempo em um reservatório de abastecimento público (Sudeste do Brasil) ..... 55
5.1 Material e Métodos ..........................................................................................................55
5.1.1 Desenho experimental e amostragem .............................................................................55
5.1.2 Análise das amostras ...................................................................................................... 56
5.1.3 Análise dos dados ........................................................................................................... 57
5.2 Resultados ........................................................................................................................57
5.2.1 Variáveis ambientais .......................................................................................................57
5.2.2 Respostas da comunidade fitoplanctônica ...................................................................... 64
5.3 Discussão ..........................................................................................................................70
6 Discussão geral .................................................................................................................... 75
7 Conclusões ........................................................................................................................... 80
8 Referências .......................................................................................................................... 82
1 Introdução
1.1 Considerações sobre a limnologia de lagos e reservatórios
As represas são ecossistemas semelhantes aos lagos, mas vários fatores relacionados à
sua dinâmica de funcionamento as diferenciam daqueles sistemas. Em lagos, as características
principais são os gradientes verticais de luz, temperatura, substâncias dissolvidas e processos
de produção e decomposição (Wetzel, 1981; Kimmel et al., 1990). Os reservatórios
apresentam, além dos gradientes verticais, gradientes horizontais físicos, químicos e
biológicos que resultam da influência hidrodinâmica e morfológica da bacia de drenagem,
pois esses sistemas apresentam regiões lóticas, de transição e lacustre. Sua dinâmica é
regulada por funções de força físicas como o tempo de retenção e nível de flutuação da água e
a estrutura térmica (Straskraba & Tundisi, 1999). Tais características estão sujeitas à ação do
clima (pluviosidade, ventos e radiação solar) e à ação operacional do reservatório (Tundisi et
al., 1999).
O padrão térmico dos ecossistemas límnicos é controlado por fatores climáticos como
a radiação solar e os ventos. O efeito das correntes geradas pelos ventos e as trocas de calor
resultantes da turbulência na água são os processos mais importantes, pois influenciam o
padrão de estratificação térmica (Mazumder & Taylor, 1994). A localização geográfica
(latitude e altitude) e a morfometria (profundidade, área e formato da bacia lacustre) também
influenciam o regime térmico de ecossistemas lacustrinos.
A tipologia de Hutchinson & Loffler (1956) para o regime térmico de lagos, revisada
por Lewis (1983), indica que lagos rasos tendem a ser menos estáveis termicamente do que
lagos profundos. Dependendo da sazonalidade, lagos rasos podem circular periodicamente,
uma ou duas vezes por ano. Esse último padrão não é exclusivo para regiões temperadas, pois
lagos tropicais profundos ou moderadamente rasos e protegidos podem ser estáveis, com
apenas uma mistura por ano, que ocorre geralmente no inverno. No Brasil, por exemplo, o
lago natural mais profundo (Dom Helvécio, z
max
= 32,5 m) circula somente em julho (Henry
et al., 1997), e mesmo lagos rasos amazônicos podem permanecer termicamente estáveis por
períodos de até um (Huszar & Reynolds, 1997) a seis meses (Macintyre & Melack, 1988). Os
reservatórios brasileiros, mesmo os mais profundos, geralmente apresentam circulação de
inverno, sendo considerados monomíticos quentes, como o reservatório de Jurumirim (z
max
=
40 m), (Henry, 1999). Reservatórios rasos (< 10 m) e protegidos também podem apresentar
forte estabilidade térmica, como o reservatório Duas Bocas (Delazari-Barroso, 2000).
2
O padrão de mistura da coluna d’água é um dos aspectos que resulta das interações
entre fatores climatológicos, hidrológicos e geoquímicos que influenciam o estado trófico
(Vollenweider & Kerekes, 1980). A determinação do estado trófico baseia-se em diversas
características, como entradas e concentrações de nutrientes, produtividade, quantidade e
qualidade da flora e fauna e também a morfometria do lago (Carlson, 1977), os quais
fomentaram índices multiparamétricos. Em geral, é considerada a relação entre nutrientes e
biomassa fitoplanctônica na determinação do estado trófico em sistemas aquáticos (Carlson,
1977; Vollenweider & Kerekes, 1980; Salas & Martino, 1991; Nürnberg, 1996). Na maioria
dos casos, os dados disponíveis são referentes aos sistemas temperados (Lewis, 1987; Kalff,
2002), sendo o conhecimento sobre a relação entre nutrientes e clorofila em sistemas tropicais
escasso (Lewis, 1990; Salas & Martino, 1991).
Lagos estratificados podem apresentar uma variação vertical na concentração de
clorofila porque a produtividade fitoplanctônica é restrita à camada superficial iluminada
(Talling & Lemoalle, 1998). Uma estratificação biológica associada à dominância de
cianobactérias no metalímnio é característica de alguns lagos e reservatórios temperados
(Watanabe, 1979; Konopka, 1982). O mesmo padrão de distribuição vertical de biomassa
fitoplanctônica foi registrado no Brasil, na lagoa Carioca (Reynolds et al., 1983) e no lago
Dom Helvécio, MG (Hino et al., 1986; Barbosa & Padisák, 2002). Um padrão semelhante
provavelmente ocorre no reservatório Duas Bocas, ES, pois uma concentração elevada de
biomassa foi registrada no metalímnio durante um período de estabilidade física da coluna
d’água (Delazari-Barroso, 2000).
Embora a maioria dos sistemas aquáticos tornem-se eutrofizados devido à influências
antrópicas, alguns lagos e reservatórios são naturalmente mesotróficos ou eutróficos visto que
estão inseridos em bacias hidrográficas naturalmente ricas em nutrientes (Smith et al., 2006).
Mesmo lagos situados em bacias florestadas protegidas podem apresentar sinais de
eutrofização porque a entrada de nutrientes via precipitação pode representar até 30 % da
carga total (Schröder, 1991). A lixiviação da serrapilheira florestal pode ser uma fonte
significante de nutrientes para esses lagos (Lima, 2003).
Os estudos sobre a eutrofização artificial geralmente incluem o papel da limitação por
nutrientes. Existem várias maneiras de se identificar a limitação por nutrientes. As mais
comuns são: i) a relação entre as concentrações no sistema e o nível de requerimento das
algas, expresso como as constantes de semi-saturação para o crescimento (K
s
); ii) as
proporções entre os nutrientes baseadas nas razões atômicas propostas por Redfield (C: N: Si:
P = 106: 16: 16: 1, Redfield et al., 1963); iii) os experimentos que estudam os efeitos das
3
adições de nutrientes; iv) através de indicadores fisiológicos, por exemplo, atividades
enzimáticas, e v) o balanço de nutrientes e as correlações entre os nutrientes e a biomassa
fitoplanctônica (Vollenweider & Kerekes, 1980). Neste estudo, a limitação por nutrientes foi
analisada através de: i) correlação entre a biomassa (clorofila a) e o fósforo total; ii) as
concentrações dos nutrientes dissolvidos baseadas nas constantes de semi-saturação para o
crescimento (K
s
) (Reynolds, 1997; 2006) e iii) experimento de adição de nutrientes.
1.2 Comunidade fitoplanctônica
A diversidade do fitoplâncton e sua distribuição nos sistemas aquáticos dependem de
fatores bióticos e abióticos complexos. Os principais fatores que governam a dinâmica da
comunidade fitoplanctônica são a disponibilidade de recursos, principalmente luz e nutrientes,
e a extensão e freqüência dos distúrbios físicos (Reynolds, 1987), além da competição e
herbivoria. Embora deva ser considerado que os reservatórios apresentam gradientes
horizontais que influenciam as variáveis físico-químicas e biológicas, os mecanismos que
selecionam o fitoplâncton em reservatórios não são diferentes daqueles que operam em lagos
(Reynolds, 1999).
A distribuição do fitoplâncton em reservatórios, além das variáveis físicas e químicas,
está relacionada às correntes de advecção produzidas pela entrada dos rios e a velocidade do
fluxo, às correntes de superfície produzidas pela ação do vento e às correntes produzidas pelo
fluxo horizontal resultante da saída de massas d’água a várias profundidades. Essas mudanças
caracterizam pulsos naturais com freqüência sazonal (entradas climáticas) e pulsos irregulares
decorrentes da manipulação dos níveis d’água (Tundisi, 1990). Em resposta às flutuações,
uma distribuição espacial homogênea ou agregada de células do fitoplâncton pode ocorrer em
função de possíveis variações localizadas de temperatura e salinidade e distribuição
diferenciada dos nutrientes inorgânicos (Tundisi, 1994; Tundisi et al., 1999). Reynolds (1984)
destacou que a distribuição horizontal agregada, em escala de quilômetros ou dias, depende da
capacidade de reprodução das populações em regiões de fontes pontuais de nutrientes ou de
remoção de células (retirada de água) ou, ainda, áreas de agregação de herbívoros.
A diversidade do fitoplâncton é uma das questões mais intrigantes na Limnologia.
Dentre os modelos que tentam explicar a diversidade das associações fitoplanctônicas naturais
estão os modelos de equilíbrio e os de não-equilíbrio. A teoria da competição-recurso
(Huisman & Weissing, 1994; 1999) prevê que, sob condições de equilíbrio ambiental, a
estrutura da comunidade é determinada por fortes interações competitivas. Dentre os modelos
4
de não-equilíbrio, está a Hipótese dos Distúrbios Intermediários (IDH) proposta por Connel
(1978) para florestas pluviais tropicais e recifes de coral, e aplicada à ecologia do fitoplâncton
por Sommer et al. (1993) e Reynolds et al. (1993). Essa teoria considera fatores externos ao
fitoplâncton, como predadores seletivos, heterogeneidade espacial ou a variabilidade temporal
causada por flutuações climáticas, como fatores reguladores da diversidade do fitoplâncton.
Dentre os grupos fitoplanctônicos que predominam em lagos e reservatórios, a
alternância entre diatomáceas e cianobactérias tem sido comumente registrada em sistemas
temperados (Pádisák, 1992; Romo & Miracle, 1995; Horn & Uhlmann, 1995) e tropicais
(Nogueira, 2000; Marinho & Huszar, 2002). A alternância entre desmídias e cianobactérias,
encontrada no reservatório Duas Bocas (Delazari-Barroso et al., 2007), foi registrada em
poucos sistemas tropicais (Huszar & Reynolds, 1997). Dentre os fatores que selecionam as
desmídias nos ecossistemas aquáticos, são citados o pH, a concentração de CO
2
e a
turbulência na coluna d’água (Brook, 1981; Happey-wood, 1988). Pequenas desmídias são
mais abundantes em lagos meromíticos, pois a circulação da água parece ser um fator
determinante para o sucesso desse grupo em lagos. Bland & Brook (1974) concluíram que em
lagos fisicamente estáveis, o sucesso de pequenas desmídias (< 15 μm) na comunidade
fitoplanctônica deve-se à baixa taxa de sedimentação na água. O aumento no comprimento
dos processos celulares e a secreção de mucilagem conferem resistência à sedimentação
(Brook, 1981).
Em lagos pobres em nutrientes, células pequenas com elevada razão superfície-volume
podem ser selecionadas devido à elevada afinidade por absorção de nutrientes (baixo K
s
)
(Watson & Kalff, 1981; Spijkerman & Coesel, 1998). Espécies com tamanho e forma celular
similares devem apresentar as mesmas estratégias de crescimento e sobrevivência (Reynolds,
1997; 2006). Nesse sentido, Reynolds propôs a abordagem dos grupos funcionais, que agrupa
espécies com morfologia, sensibilidade e tolerância ambientais similares, o que possibilitaria
entender e prever a distribuição e dinâmica das populações naturais de fitoplâncton (Reynolds
et al. 2002; Reynolds, 2006). Os grupos funcionais são codificados alfa-numericamente de A
a Z. A aplicabilidade dessa abordagem tem sido testada tanto em sistemas temperados
(Huszar & Caraco, 1998; Huszar et al., 2003) como em tropicais (Huszar et al., 2000,
Marinho & Huszar, 2002; Lopes et al., 2005). Essa classificação funcional tem sido
comparada à classificação taxonômica clássica (Huszar & Caraco, 1998; Kruk et al., 2002).
Segundo Kruk et al. 2002, comunidades diversas e dinâmicas podem ser descritas de forma
5
mais apropriada usando-se a classificação baseada nos grupos funcionais das espécies
presentes.
1.3 Cianobactérias e cianotoxinas
O sucesso das cianobactérias em lagos e reservatórios tem sido relacionado a diversos
fatores, sendo a estabilidade física da coluna d’água, temperaturas elevadas e o pH, citados
como os principais (Paerl, 1988; Shapiro, 1990). As cianobactérias têm sido citadas como o
grupo predominante em sistemas eutrofizados. O desenvolvimento de adaptações
morfológicas como vesículas gasosas, que possibilitam a migração na coluna d’água, a
capacidade de fixação de nitrogênio, de estocar fósforo e a heterotrofia possibilitam às
cianobactérias sua dominância na comunidade fitoplanctônica sob condições físicas estáveis,
desenvolvendo densas florações em ambientes ricos em nutrientes. Esse processo é visto
como um mecanismo adaptativo direcionado à utilização ótima dos recursos ambientais, ao
mesmo tempo em que reduz a luminosidade para outras populações algais potencialmente
competidoras (Reynolds, 1984; 1997).
A ocorrência de florações de cianobactérias vem sendo intensificada com a crescente
eutrofização dos ambientes aquáticos e tem sido um problema preocupante em áreas
densamente habitadas, pois vários gêneros são capazes de formar florações e produzir toxinas
que podem afetar a saúde animal e humana (Gorham & Carmichael, 1980; Carmichael, 1994;
Falconer, 1996).
As toxinas produzidas por cianobactérias são metabólitos secundários cuja função
natural ainda não está clara. Apesar de sintetizados em ambientes aquáticos, parecem ser mais
nocivas a mamíferos terrestres do que à biota aquática (Chorus & Bartram, 1999). São
compostos classificados por sua ação sobre determinados órgãos ou tecidos: hepatotóxicas,
neurotóxicas, dermatotóxicas e as inibidoras da síntese protéica. As hepatotoxinas são de
natureza peptídica e as mais comuns são a microcistina (MCYS), encontrada pela primeira
vez em Microcystis aeruginosa (Santikarn et al, apud Carmichael, 1992) e produzida pelos
gêneros Microcystis, Anabaena, Planktothrix, Nostoc, Hapalosiphon e Anabaenopsis (Chorus
& Bartram, 1999), e a nodularina (NODLN), caracterizada primeiramente em Nodularia
spumigena (Sivonen et al., 1990 e Namikoshi et al., 1991, apud Carmichael, 1992). A
cilindrospermopsina (CYN), também hepatotóxica, é um alcalóide citotóxico que bloqueia a
síntese protéica com maior ação sobre as células do fígado, mas também pode causar danos ao
tecido linfóide, aos rins, baço, timo e coração (Chorus & Bartram, 1999). Foi caracterizada
primeiramente em Cylindrospermopsis raciborskii (Harada et al., 1994 e Ohtani et al., 1992,
6
apud Sivonen, 1996); mas pode ser produzida também pelos gêneros Aphanizomenon e
Umezakia. Em bioensaios com camundongos, as hepatotoxinas são promotoras de tumores
carcinogênicos (Lahti, 1997) e, em doses agudas, causam a morte em poucas horas por
hemorragia hepática (Chorus & Bartram, 1999).
As neurotoxinas são compostos alcalóides que agem sobre as sinapses nervosas,
provocando paralisia dos músculos. A anatoxina-a, encontrada em Anabaena, Oscillatoria e
Aphanizomenon, e a homoanatoxina-a, encontrada em Oscillatoria, mimetizam a ação da
acetilcolina. A anatoxina-a(s), encontrada em Anabaena, é uma anticolinesterase. As
saxitoxinas, conhecidas como PSP (“paralytic shellfish poisoning”), são encontradas em
Anabaena, Aphanizomenon, Lyngbya e Cylindrospermopsis (Chorus & Bartram, 1999) e são
potentes bloqueadoras dos canais de sódio.
As dermatotoxinas, encontradas em cianobactérias marinhas bentônicas, também são
compostos alcalóides que causam dermatites por contato com os filamentos. A atividade
inflamatória causada por Lyngbya deve-se à ação das aplysiatoxinas e debromoaplysiatoxinas,
que são causadoras de tumores (Mynderse et al. 1977, apud Chorus & Bartram, 1999). A
ingestão de água com filamentos de Lyngbya majuscula, que produz a lyngbyatoxina-a, pode
causar danos gastrintestinais (Cardelina et al., 1979, apud Chorus & Bartram, 1999). Existem,
ainda, toxinas irritantes que são lipopolissacarídeos (LPS). Foram isoladas pela primeira vez
em Anacystis nidulans. Essas toxinas causam irritações e alergias na pele de mamíferos e
humanos (Chorus & Bartram, 1999).
Estudos em várias regiões do mundo mostraram que a maioria das florações apresenta
gêneros tóxicos (Skulberg et al, 1994). Nos ambientes límnicos mesotróficos a oligotróficos,
as florações tóxicas mais nocivas são de Microcystis aeruginosa, que geralmente predomina
como única espécie na floração. Em águas hipereutróficas ocorrem florações tóxicas com
mais de uma espécie, destacando-se as espécies de Anabaena, que é um gênero cosmopolita e
sintetiza a maioria das toxinas conhecidas. Em águas salobras e marinhas, as florações
localizam-se em áreas costeiras e estuarinas, mais ricas em nutrientes e com temperatura
elevada. Aí se destacam os gêneros Trichodesmium e Nodularia (Chorus & Bartram, 1999).
As cianobactérias tóxicas têm recebido especial atenção, pois vários casos de
intoxicação e morte de animais já foram relatados (Carmichael, 1994; Hammer, 1958;
Lanaras et al., 1989). Da mesma forma, a ingestão de água contaminada com cianotoxinas
pode causar sérios danos à saúde humana, o que vem tornando-se um problema de saúde
pública. Alguns casos de gastroenterites já foram registrados nos Estados Unidos, Inglaterra,
África e Austrália (Falconer, 1998). Na China, a correlação entre casos de câncer de fígado e
7
a utilização de fontes de água comprometidas com florações têm sido investigada (Yu, 1994,
apud Lahti, 1997). O caso mais drástico de intoxicação humana aconteceu no Brasil em 1996,
em Caruaru (Recife). A água utilizada para o tratamento de hemodiálise, contaminada por
microcistinas, levou 60 pacientes à morte devido à falência hepática (Jochimsen et al., 1998;
Carmichael et al., 2001). Em função desse episódio, durante a revisão da portaria 36/90 e
elaboração da portaria 1469, a atual Portaria 518, ambas do Ministério da Saúde, foi decidido
incluir-se o monitoramento de cianobactérias e análises de cianotoxinas como parâmetros de
qualidade da água potável para consumo humano.
Um gênero que vêm causando grande preocupação é Cylindrospermopsis,
principalmente a espécie C. raciborskii, por sua capacidade de formar florações e produzir
toxinas. É uma espécie considerada invasora, pois possui uma capacidade adaptativa elevada
e vem predominando em vários corpos d’água no mundo (Falconer, 1996). O sucesso dessa
espécie pode ser atribuído a diversos fatores, dentre eles, a habilidade de flutuar, que permite
sua migração na coluna d’água, a tolerância a baixas intensidades luminosas, a capacidade de
fixar nitrogênio e de estocar fósforo e a resistência à predação pelo zooplâncton (Padisák,
1997).
Florações de C. raciborskii vêm ocorrendo em vários sistemas de abastecimento no
Brasil (Branco & Senna, 1994; Bouvy et al., 1999; Pedroza & Rezende, 1999; Jardim et al.,
1999). Várias cepas dessa espécie, isoladas em outros países, já foram caracterizadas como
hepatotóxicas e foi registrado no Brasil o primeiro caso de produção de saxitoxinas por C.
raciborskii (Lagos et al., 1999). Esse gênero tem sido encontrado como dominante não apenas
em reservatórios eutróficos, mas também em ambientes ainda preservados como a lagoa do
Peri, em Santa Catarina (Komarkóva et al., 1999). A ocorrência de C. raciborskii já foi
registrada no reservatório Duas Bocas, no Espírito Santo (Delazari-Barroso et al., 2007). Esse
reservatório abastece um dos municípios da Grande Vitória e não apresenta características de
eutrofização artificial, porém C. raciborskii é uma espécie abundante no inverno e no verão.
Foram registrados também, gêneros potencialmente tóxicos, como Pseudanabaena,
Microcystis e Coelosphaerium, porém de ocorrência rara (Delazari-Barroso et al., 2007).
1.4 Experimentos de enriquecimento artificial com nutrientes
O papel da limitação por nutrientes tem sido considerado como um fator chave no
estudo da eutrofização (Smith et al., 2006). Embora o fósforo seja considerado como o
principal nutriente limitante, a importância do nitrogênio nesse processo tem sido considerada
em sistemas temperados (Elser et al., 1990). Também tem sido sugerido o nitrogênio como o
8
principal nutriente limitante em sistemas tropicais, porque a denitrificação é maior sob
temperaturas elevadas (Fisher et al., 1995; Lewis, 2002). Dentre as maneiras para acessar a
limitação por nutrientes estão os experimentos que analisam os efeitos da adição de
nutrientes.
As pesquisas que envolvem o crescimento do fitoplâncton e a limitação por nutrientes
direcionam-se no sentido de elucidar como essa relação implica no aumento da eutrofização
(Smith et al., 2006). Dentre os vários modos de se identificar a limitação por nutrientes
(Fisher et al., 1995) estão os experimentos que analisam o efeito da adição de nutrientes sobre
a comunidade fitoplanctônica.
Experimentos de enriquecimento por nutrientes têm sido realizados tanto em regiões
tropicais (Henry et al., 1984; Setaro & Melack 1984; Anton et al. 1996; Gomes, 2005) como
temperadas (Cowell & Dawes, 1991; Cottingham et al., 1997; Romo & Villena, 2005; Hessen
et al., 2006) com o objetivo de analisar as respostas de crescimento do fitoplâncton bem como
as interações tróficas. Os resultados são expressos como mudanças na biomassa
fitoplanctônica e/ou no número de células das espécies presentes ou como mudanças
qualitativas que envolvem a seleção de algumas espécies em detrimento de outras. A resposta
de crescimento do fitoplâncton ao incremento de nutrientes, embora seja previsível, é
complexa (Pollingher et al., 1988), pois os mecanismos envolvidos na determinação da
estrutura da comunidade reúnem aspectos físico-químicos da água e interações competitivas e
tróficas (Lynch & Shapiro, 1981).
Existem poucos estudos sobre as respostas de crescimento do fitoplâncton ao
enriquecimento por nutrientes em reservatórios de abastecimento no Brasil, principalmente
em sistemas inseridos em áreas preservadas. O desenvolvimento de pesquisas nessa área
torna-se muito importante, pois representa uma ferramenta para entender as mudanças na
comunidade fitoplanctônica em processos de eutrofização artificial e as possíveis
conseqüências para a qualidade da água, podendo ser uma ferramenta útil para previsão e/ou
manejo ambiental permitindo tomadas de decisão com maior embasamento científico.
1.5 Caracterização da área de estudo: o reservatório Duas Bocas
O reservatório Duas Bocas (RDB) (20°18’ S e 40°28’ W) foi construído na década de
1930 com o represamento do rio Duas Bocas, tributário do rio Santa Maria da Vitória,
principal manancial de abastecimento da região de Vitória, ES. A região superior da bacia de
drenagem do rio Duas Bocas foi declarada Reserva Florestal em 1965. Essa categoria de
9
manejo foi redefinida em 1991, originando a Reserva Biológica (REBIO) de Duas Bocas, com
2.910 ha em altitudes que variam de 200 a 800 m. A cobertura vegetal é representada por
Mata Atlântica primária e secundária. Com uma extensão aproximada de 6 km dentro da
reserva, o rio Duas Bocas foi represado em 1936 com a finalidade de fornecer água para
abastecimento da capital do Espírito Santo, originando o reservatório a 200 m de altitude
(figura 1.1). O vertedouro para abastecimento apresenta tubulações em três profundidades. A
vazão máxima é 250 L s
-1
.
Segundo a classificação de tamanho proposta pela International Comission on Large
Dams (ICOLD) (Straskraba & Tundisi, 1999), Duas Bocas é um reservatório de pequeno
porte (z
max
= 10 m e z
med
= 4,3 m), com 0,51 km
2
de área e 2,0 x 10
6
m
3
de volume de água.
Os principais tributários do reservatório são os córregos Pau Amarelo e Naiaçu, com área de
drenagem de 1.520,0 e 443,0 ha, respectivamente, e o córrego Panelas, para o qual não há
dados publicados. Esses tributários têm comportamento hidrológico perene. O córrego Pau
Amarelo apresenta vazão média de 0,14 m
3
s
-1
(Perrone, 1995) e o córrego Naiaçu, de 0,05 m
3
s
-1
(Marchioro, 1996).
A região da REBIO de Duas Bocas é caracterizada por clima quente e úmido, com
uma estação chuvosa entre outubro e março (figura 1.2). A temperatura do ar média anual é
de 22
o
C e a pluviosidade média anual é de 1.306 mm. Ventos de quadrante norte e nordeste
(N/NE) predominam durante a primavera e o verão e ventos de sudoeste e sul (SW/S),
associados à frentes frias, predominam no outono e no inverno. Ambos incidem
perpendicularmente ao maior eixo do reservatório (1.607 m).
Atualmente, o RDB é destinado ao abastecimento de água para cerca de 25 % da
demanda do município de Cariacica (Grande Vitória). A bacia de drenagem do reservatório
não sofre influências antrópicas, pois se encontra dentro dos limites da REBIO de Duas
Bocas. Ainda em bom estado de conservação, o reservatório constitui um laboratório natural
para a realização de pesquisas básicas e aplicadas, relacionadas ao abastecimento público,
principal uso desse manancial hídrico.
Apesar do bom estado de conservação da bacia de drenagem do reservatório, ficou
evidenciada a predimonância de cianobactérias potencialmente tóxicas em estudos anteriores
(Delazari-Barroso, 2000; Delazari-Barroso et al., 2007) e, portanto, este estudo representa
uma oportunidade impar para uma melhor compreensão dos processos determinates da
dominância de cianobactérias em sistemas de abastecimento público sem a influência de
impactos antrópicos.
10
Figura 1.1: Localização e mapa do reservatório Duas Bocas mostrando a estação amostral, a
torre de captação de água e a estação de tratamento de águas (direita). À esquerda é mostrada
a REBIO de Duas Bocas e a área de drenagem do reservatório (inferior) no estado do Espírito
Santo, Sudeste do Brasil (superior) (o texto das figuras está em inglês pois os artigos desse
trabalho estão formatados para publicação).
0
50
100
150
200
250
300
350
Jan Feb Mar Apr May Jun Jul Aug Sep Oct Nov Dec
Rainfall (mm)
2002 2003 1948-2001
Figura 1.2: Precipitação media mensal na região da Reserva Biológica de Duas Bocas durante
o período de estudo (2002 – 2003) e médias mensais históricas (1948 – 2001).
11
2 Objetivos
2.1 Objetivo geral
Analisar a ocorrência das cianobactérias e das outras classes fitoplanctônicas no
reservatório Duas Bocas em um ciclo anual, testar o potencial tóxico de Cylindrospermopsis
raciborskii e analisar o desenvolvimento da comunidade frente ao enriquecimento artificial da
zona eufótica com nitrogênio e fósforo.
2.2 Objetivos específicos
Este estudo foi organizado em capítulos com seus respectivos objetivos específicos e
hipóteses investigadas, baseadas em dados prévios do reservatório Duas Bocas.
Capítulo 1
1 Caracterizar o padrão de estratificação térmica e circulação e o estado trófico do
reservatório Duas Bocas.
3 Analisar a relação entre os regimes de luz e nutrientes e a biomassa fitoplanctônica.
As seguintes hipóteses foram investigadas: i) o reservatório apresenta longos períodos de
estratificação térmica devido ao formato de sua bacia e posição geográfica em relação ao
vento; ii) um máximo metalimnético de biomassa fitoplanctônica desenvolve-se durtante o
período de estratificação térmica; iii) o nitrogênio é o principal nutriente limitante.
Capítulo 2
1 Caracterizar a dinâmica de variação das classes fitoplanctônicas num ciclo
hidrológico completo, correlacionando-a às variáveis ambientais e utilizando-se
também a abordagem dos grupos funcionais.
2 Descrever o regime de ocorrência de Cylindrospermopsis raciborskii no
reservatório, caracterizar as curvas de crescimentos de cepas isoladas da espécie
sob condições de cultivo e testar seu potencial tóxico através de bioensaios e
análises químicas.
12
As seguintes hipóteses foram investigadas: i) as desmídias e cianobactérias são
predominantes na comunidade fitoplanctônica do reservatório Duas Bocas; ii)
Cylindrospermopsis raciborskii é uma das cianobactérias abundantes durante todo o ano.
Capítulo 3
1 Simular condições de eutrofia em experimentos de enriquecimento com nitrogênio e
fósforo (mesocosmos) e analisar as respostas do fitoplâncton em termos de
crescimento e composição específica.
2 Identificar os fatores controladores do desenvolvimento das cianobactérias e
possíveis indicadores da ocorrência de florações.
3 Contribuir para o conhecimento da ecologia das cianobactérias em ambientes bem
preservados.
As seguintes hipóteses foram investigadas: i) existe limitação por nutrientes ao
crescimento fitoplanctônico no reservatório Duas Bocas; ii) as cianobactérias são o principal
grupo a responder ao enriquecimento artificial, desenvolvendo florações.
Participaram desse estudo:
Alessandra Delazari-Barroso e Dra. Sandra Maria Feliciano de Oliveira e Azevedo
Laboratório de Ecofisiologia e Toxicologia de Cianobactérias/LETC - IBCCF - UFRJ
Dra. Vera Lúcia de Moraes Huszar
Laboratório de Ficologia, Departamento de Botânica, Museu Nacional - UFRJ
Dr. Gilberto Fonseca Barroso
Laboratório de Limnologia e Planejamento Ambiental, DERN - UFES
13
3 Capítulo 1: “Luz e nutrientes como fatores reguladores do crescimento
fitoplanctônico em um reservatório tropical (Sudeste do Brasil)”
3.1 Material e Métodos
3.1.1 Área de estudo
Este trabalho foi desenvolvido na região lacustrina do reservatório Duas Bocas, cujas
características estão descritas no item 1.5, na região mais profunda (10 m).
3.1.2 Amostragem em campo
Foi determinada uma estação amostral no reservatório, próxima ao ponto de captação
de água (figura 1.1). Foram realizadas amostragens mensais no período de outubro de 2002 a
setembro de 2003, em quatro profundidades; sub-superfície, profundidade do disco de Secchi,
limite da zona eufótica (profundidade que apresentava 1% da radiação incidente) e fundo da
coluna d’água (0,5 m acima do sedimento). Os perfis verticais de temperatura, oxigênio
dissolvido, pH e condutividade elétrica, analisados com um aparelho multiparâmetros WTW,
foram determinados verticalmente com medições em intervalos de 0,5 m. As amostras de
água para determinação dos nutrientes dissolvidos, turbidez e clorofila a foram tomadas com
garrafa de Van Dorn (5 L) nas quatro profundidades amostradas.
As variáveis climáticas temperatura do ar e pluviosidade (valores diários e médias
mensais), foram obtidas junto à Estação Meteorológica da Empresa Capixaba de Pesquisa,
Assistência Técnica e Extensão Rural (EMCAPER), localizada em 20º 23’ S e 40º 31’ W
(ES). A velocidade e a direção do vento foram estimadas in situ com uso de anemômetro
digital e bússola.
3.1.3 Análise das amostras
Amostras de água filtradas (fibra de vidro Wathman GF/A) foram usadas para
determinação dos nutrientes inorgânicos dissolvidos. Todas as análises foram realizadas por
determinações em espectrofotômetro (Shimadzu UV-VIS mini 1240) seguindo as técnicas
básicas descritas em APHA (1995). As concentrações de nitrito (N NO
2
-
) foram analisadas
através da reação com sulfamilamida diazotada e n-(1-naphtyl)-ethylenediamina
dihidroclorato. A determinação do nitrato (N NO
3
-
) seguiu o método da redução em coluna de
cádmio e a de amônio (N NH
4
+
), o método do indofenol.
14
Para análise de fósforo solúvel reativo (FSR – P PO
4
) foi utilizado o método
fosfomolibídico com redução pelo ácido ascórbico, e para silicato solúvel reativo (SiSR), o
método da reação com heptamolibdato de amônio. A razão N/P foi calculada como a razão
atômica entre nitrogênio inorgânico dissolvido (NID = N NO
2
-
+ N NO
3
-
+ N NH
4
+
) e FSR.
As amostras de água para análise de clorofila a, como estimativa da biomassa
fitoplanctônica, foram filtradas em filtros de fibra de vidro (Wathman GF/A). A extração dos
pigmentos foi realizada com acetona 90 % e os resultados foram obtidos através do método
espectrofotométrico (Lorenzen, 1967). A razão clorofila/feopigmentos foi calculada como um
indicativo funcional dos pigmentos (Margalef, 1983)., refletindo o estado fisiológico da
comunidade fitoplanctônica.
3.1.4 Análise dos dados
A zona eufótica (z
eu
) foi calculada multiplicando-se o valor da profundidade do disco
de Secchi por 2,7 e a camada de mistura (z
mix
) foi definida de acordo com a resistência
térmica relativa (RTR) à mistura (Cole, 1994). A termoclina foi detectada quando havia
gradiente vertical de temperatura na coluna d’água acima de 0,5
o
C m
-1
. A estabilidade física
foi determinada através do cálculo do número de Wedderburn (W), que integra o
comprimento efetivo do corpo d’água, a profundidade da camada de mistura, a densidade da
água nos limites superior e inferior da termoclina e a velocidade do vento (Imberger &
Hamblin, 1982). A disponibilidade de luz na camada de mistura foi estimada através da razão
(z
eu
/z
mix
) (Jensen et al., 1994). A relação entre fósforo total e clorofila na zona eufótica foi
acessada através de regressão linear com os dados logaritmizados (ln).
O teste não paramétrico de Mann-Whitney’s U-test foi aplicado para testar se
existiram diferenças significativas (p < 0,05) entre os períodos, para as variáveis analisadas. A
Análise de Componentes Principais (ACP) foi utilizada para ordenação das amostras. As
variáveis descritoras foram: temperatura da água, z
eu
, z
eu
/z
mix
, turbidez, condutividade elétrica,
pH, oxigênio dissolvido, N NH
4
+
, N NO
3
-
, FSR, SiSR, fósforo total, razão N/P e clorofila a.
Os dados foram centrados e padronizados. As correlações entre os dois primeiros eixos com
as variáveis foram consideradas significantes quando as distâncias do centro do plano foram d
> √2/n, onde n = número de variáveis (Legendre & Legendre, 1998). Nesse caso, d > 0,38.
3.2 Resultados
As figuras apresentadas estão com texto em inglês, pois os artigos já estão formatados
para publicação em periódicos internacionais.
15
3.2.1 Variáveis climáticas e regimes de luz e mistura
De acordo com dados históricos, de 1948 a 2001 (figura 1.2), a pluviosidade média
anual para a área estudada é de 1.306 mm, com a estação chuvosa (164 mm em média)
estendendo-se de outubro a março e a estação seca (65 mm em média), de abril a setembro.
Historicamente, os meses mais chuvosos são dezembro e janeiro e os mais secos, julho e
setembro.
Durante esse estudo, as estações seca e chuvosa foram caracterizadas com valores de
pluviosidade abaixo da média histórica. Os totais anuais de pluviosidade foram de 1.246 e
1.178 mm para 2002 e 2003, respectivamente.
Os dados limnológicos também apresentaram um padrão sazonal, como mostrado pela
ACP (figura 3.1). Foram identificados 2 períodos: o período 1 (outubro de 2002 a abril de
2003) e o período 2 (maio a setembro de 2003), que foram discriminados pelo eixo 2 da
ACP. O eixo 1 mostrou a segregação das camadas na coluna d’água, característica do período
1. Os dois primeiros componentes explicaram 55,9 % da variância dos dados, com o eixo 1
contribuindo com 32,9 % e o eixo 2, com 22,9 % (tabela 3.1). O grupo 1a (figura 3.1) foi
associado ao oxigênio dissolvido e à temperatura, o grupo 1b foi associado ao N NH
+
4
, à
turbidez e à condutividade, e o grupo 2 ao fósforo total, N NO
-
3
, SiSR e pH (tabela 3.2). O
primeiro componente da ACP mostrou a heterogeneidade da coluna d’água durante o período
de estabilidade térmica, quando a zona eufótica foi caracterizada por altas temperaturas e
elevadas concentrações de oxigênio dissolvido e as águas do fundo anóxicas e ricas em
nitrogênio (i.e., amônio), com valores maiores valores de turbidez e condutividade. O segundo
componente da ACP indicou a homogeneidade da coluna d’água durante o período de
circulação, com predominância de concentrações maiores de fósforo total, nitrato e clorofila
a.
16
Figura 3.1: Ordenação das variáveis ambientais e das amostras pela Análise de Componentes
Principais nos dois primeiros eixos. Temp = temperatura da água; Turb = turbidez; Cond =
condutividade elétrica; DO = oxigênio dissolvido; Chl a = clorofila a; TP = fósforo total. P1a
(círculos cheios): amostras do epilímnio no período 1; P1b (círculos cheios): amostras do
fundo no período 1; P2: (círculos vazios): amostras do período 2.
Tabela 3.1: Autovalores e porcentagem cumulativa e total da variância resultantes da ACP
com as variáveis ambientais no reservatório Duas Bocas.
Eixo 1 Eixo 2
Autovalores 4,61 3,21
Porcentagem total 32,96 22,97
Porcentagem cumulativa 32,96 55,93
17
Tabela 3.2: Correlações das variáveis ambientais com os eixos 1 e 2 resultantes da ACP com
as variáveis ambientais no reservatório Duas Bocas.
Eixo 1 Eixo 2
Z
eu
-0,039 -0,475
Z
eu
/z
mix
-0,021 0,194
Temperatura 0,305 -0,315
Turbidez -0,418 -0,011
Condutividade elétrica -0,404 -0,037
pH 0,231 0,312
Oxigênio dissolvido 0,421 0,100
SiSR -0,116 0,320
N NH
4
+
-0,431 -0,138
N NO
3
-
0,118 0,363
FSR 0,000 -0,054
Fósforo total -0,090 0,429
Clorofila a -0,201 0,287
Razão N/P -0,273 0,077
Os valores de velocidade do vento foram significativamente diferentes (p < 0,05) para
os dois períodos estudados (tabela 3.3). Ventos de quadrante NE/E prevaleceram durante o
estudo, com velocidades alcançando 9,7 m s
-1
(figura 3.2). Ventos SW/S (até 6,7 m s
-1
)
incidiram em dezembro, janeiro e julho.
Tabela 3.3: Valores médios das variáveis climáticas e físicas da coluna d’água nos períodos 1
(P1) e 2 (P2). (* Diferença significativa entre P1 e P2 de acordo com o Teste de Mann-
Whitney, p < 0,05).
P1 P2
Pluviosidade (mm) 97,1 72,4
Velocidade do vento (m s
-1
) 6,9* 4,4*
Z
mix
(m) 2,6 4,0
Transparência (m) 1,6* 1,0*
Z
eu
(m) 4,4* 2,7*
Z
eu
/z
mix
2,0 1,7
18
Figura 3.2: Variação sazonal da velocidade do vento e da temperatura do ar no reservatório
Duas Bocas, mostrando o período 1 (outubro a abril) e o período 2 (maio a setembro).
A temperatura média da água foi significativamente maior (p < 0,05) no período 1
(tabela 3.4), com valores até 30,3
o
C no epilímnio. Os perfis verticais de temperatura
mostraram estratificação térmica de outubro a abril (figura 3.3), com gradientes de
temperatura entre a superfície e o fundo de 5,1 to 7,6 ºC. A maior descontinuidade dos
gradientes de densidade, mostrado pela resistência térmica relativa à mistura, ocorreu em
dezembro (107,4 a 4,0 m de profundidade), mas a maior estabilidade na coluna d’água foi
encontrada em março (W = 2,45). No período 1, a camada de mistura alcançou 4 m (figura
3.4) com o número médio de Wedderburn indicando alta estabilidade térmica (1,5 ± 0,5).
Uma tendência ao aprofundamento da termoclina e aumento na camada de mistura ocorreu
em dezembro, fevereiro e março. Em março, quando a camada de mistura alcançou 4 m, a
maior resistência à mistura (59,6) foi encontrada a 5 m de profundidade. Essa variação na
espessura do epilímnio foi considerada como atelomixia.
O período 2 foi caracterizado por baixos gradientes verticais de temperatura (0,8 a 2,4
ºC) e baixa estabilidade térmica (W = 0,2 ± 0,2 e RTR < 18). Em maio e junho, a camada de
mistura se estendeu até o hipolímnio (figura 3.4), caracterizando um período de circulação,
quando baixas temperatura foram observadas em toda a coluna d’água (23 - 24 ºC). Em julho,
a estratificação foi restabelecida com a termoclina se desenvolvendo a partir de 1 m e
permanecendo até setembro. Assim, o regime térmico foi caracterizado como monomítico
quente, com alta estabilidade térmica de outubro a abril e baixa de maio a setembro, com
circulação em maio e junho.
19
Tabela 3.4: Valores das medianas das variáveis limnológicas e biomassa fitoplanctônica nas
profundidades amostradas e nos períodos 1 (P1) e 2 (P2). (* Diferença significativa entre P1 e
P2 de acordo com o Teste de Mann-Whitney, p < 0,05; ZE = limite da zona eufótica).
Superfície Prof. Secchi ZE Fundo
P1 P2 P1 P2 P1 P2 P1 P2 n total
Temperatura da água (ºC) 29,1* 24,4* 28,4* 24,0* 24,5 23,5 22,9 23,1 216
Turbidez (UNT) 2,3* 4,8* 2,5* 5,0* 12,2 5,1 16,7* 7,5* 48
Condutividade elétrica (μS cm
-1
)
37,0 42,3 37,0* 42,0*
41,1 42,6 84,0* 51,0* 216
pH 6,6 7,2 6,6 7,2 6,1* 6,9* 6,1* 6,3* 216
Oxigênio dissolvido (mg L
-1
) 8,2 8,1 8,9 8,5 3,5 7,5 0,0* 0,7* 216
N NH
4
+
(μM)
1,0 0,9 0,7 0,6
15,9 1,2 100,7* 14,0* 48
N NO
2
-
(μM)
0,2 0,3 0,2 0,3
0,2 0,2 0,2 0,3 48
N NO
3
-
(μM)
0,4 1,4 0,5* 1,5*
0,6* 1,1* 0,4* 0,8* 48
NID (μM)
1,9 2,5 1,5 3,1
13,2* 2,7* 116,2* 13,5* 48
FSR (μM)
0,2 0,2 0,1 0,1
0,2 0,4 0,2 0,2 48
Fósforo total (μM)
0,4* 1,9* 0,4* 2,3*
0,8 2,3 1,1 2,8 48
SiSR (μM)
7,7 12,0 5,9 8,9
3,8* 13,4* 12,1 19,2 48
NID/FSR (atômica) 8,9 9,8 11,3* 29,5* 75,2* 6,8* 467,4* 106,4* 48
Clorofila a (μg L
-1
)
4,6* 16,0* 6,0* 20,0*
24,1 20,0 18,7 16,9 48
Figura 3.3: Isolíneas de temperatura da água no reservatório Duas Bocas, mostrando o período
1 (outubro a abril) e o período 2 (maio a setembro).
20
A zona eufótica foi significativamente maior (p < 0,05) no período 1 (4,4 ± 0,7 m) que
no período 2 (2,7 ± 0,3 m). A razão z
eu
/z
mix
indicou uma extensão da zona eufótica abaixo do
epilímnio, com exceção de maio e junho (figura 3.4), caracterizando uma tendência à
limitação por luz durante o período de circulação. Considerando a razão z
eu
/z
max
, 47 % da
coluna d’água, em média, esteve iluminada. A turbidez foi significativamente diferente (p <
0,05) para os dois períodos e todas as profundidades, exceto no limite da zona eufótica. Os
valores médios foram maiores na superfície e profundidade de Secchi, no período 2 (tabela
3.3, figura 3.5 a).
Figura 3.4: Variação sazonal da camada de mistura (z
mix
), profundidade máxima (z
max
), zona
eufótica (z
eu
) e razão z
eu
/z
mix
, no reservatório Duas Bocas, mostrando o período 1 (outubro a
abril) e o período 2 (maio a setembro).
21
Figura 3.5: Isolíneas dos valores de turbidez (a), condutividade elétrica (b), pH (c) e oxigênio
dissolvido (d) no reservatório Duas Bocas, mostrando o período 1 (outubro a abril) e o
período 2 (maio a setembro).
3.2.2 Condutividade, pH e oxigênio dissolvido
O reservatório foi caracterizado por condutividade relativamente baixa na superfície e
profundidade de Secchi (32 - 48 μS cm
-1
). Valores elevados foram registrados no limite da
zona eufótica e no fundo (até 174,0 μS cm
-1
) (figura 3.5 b). Diferenças significativas (p <
0,05) foram observadas entre os dois períodos para as profundidades de Secchi e fundo.
Durante os meses de maior estabilidade térmica, a condutividade no fundo foi duas vezes
maior que na superfície, chegando a 4,7 vezes maior em janeiro, com 37 μS cm
-1
na
profundidade de Secchi e 174 μS cm
-1
no fundo, coincidindo com a máxima turbidez (32,1
22
UNT) registrada. As amostras coletadas em janeiro apresentavam cor amarelada e forte odor
de gás sulfídrico.
Os valores de pH estiveram próximos ao neutro na z
eu
, durante o período 1 (figura 3.5
c). Após a circulação, entre julho e setembro, o reservatório apresentou pH neutro a levemente
alcalino na z
eu
(7,0 - 8,3). Condições levemente ácidas (5,9 - 6,7) foram registradas no limite
da zona eufótica e no fundo, com diferenças significativas (p < 0,05) entre os dois períodos
(tabela 3.4).
A distribuição do oxigênio dissolvido foi caracterizada por fortes gradientes verticais,
com uma tendência à supersaturação no epilímnio (até 131,3 % - 10,3 mg L
-1
em outubro) e
hipoxia/anoxia no fundo, onde foram registradas diferenças significativas (p < 0,05) entre os
dois períodos (tabela 3.4). Condições anóxicas foram registradas no fundo, de outubro a junho
(figura 3.5 d). Em janeiro e fevereiro, sob forte estratificação térmica, a camada anóxica se
estendeu até a z
eu
(4 m). Após a circulação, quando a concentração de oxigênio chegou a 3,7
mg L
-1
no fundo, a anoxia se restabeleceu no hipolímnio.
3.2.3 Nutrientes e clorofila a
Em geral, a disponibilidade de nutrientes foi maior no fundo, no período 1, com
diferenças significativas entre os períodos para N NO
3
-
, N NH
4
+
, NID e SiSR (tabela 3.4). N
NO
3
-
e FSR tiveram concentrações baixas entre os dois períodos (0,3 ± 0,2 e 0,2 ± 0,2 µM,
respectivamente). O fósforo total foi significativamente maior na superfície, no período 2 (1,8
± 0,7 µM). NID foi representado principalmente por amônio. As concentrações no fundo
foram muito maiores que no restante da coluna d’água, chegando a 229,1 N NH
4
+
(figura 3.6
a), coincidindo com a estratificação térmica, elevada condutividade e anoxia. Valores baixos
foram registrados na superfície e profundidade de Secchi (0,2 - 4,7 µM N NH
4
+
). As
concentrações de nitrato foram baixas em todas as profundidades (0,2 - 3,2 µM N NO
3
-
)
(figura 3.6 b), porém diferenças significativas entre os dois períodos (p < 0,05) foram
observadas para a profundidade de Secchi, limite da zona eufótica e fundo (tabela 3.4).
Baixos teores de FSR foram registrados na z
eu
durante o período 1, variando entre 0,1
e 0,3 μM (figura 3.6 c). As maiores concentrações (0,6 μM) foram encontradas em fevereiro e
maio. Durante a circulação, em maio, o FSR foi distribuído uniformemente da profundidade
de Secchi até o fundo. Os valores de SiSR foram elevados em ambos os períodos, porém,
diferenças significativas (p < 0,05) foram observadas somente para o limite da zona eufótica
(tabela 3.4), quando as concentrações chegaram a 7,4 µM de SiSR (figura 3.6 d).
23
As razões N/P médias foram elevadas em ambos os períodos, variando entre 7,8 no
limite da zona eufótica e 886,0 no fundo (figura 3.7 b), com diferenças significativas (p <
0,05) para todas as profundidades, exceto para a superfície. Em geral, razões N/P > 16 foram
observadas na z
eu
, enquanto no fundo, razões elevadas foram observadas. Em janeiro, no
hipolímnio, o maior valor (1.947) indicou um teor elevado de nitrogênio. Essas razões N/P
extremas foram altamente influenciadas pelas concentrações de amônio nas águas anóxicas e
com elevada condutividade, durante a estratificação térmica.
Figura 3.6: Isolíneas dos valores de N NH
4
+
(a), N NO
3
-
(b), FSR (c) e SiSR (d) no
reservatório Duas Bocas, mostrando o período 1 (outubro a abril) e o período 2 (maio a
setembro).
24
Os valores de clorofila a, assim como os de fósforo total, mostraram um padrão
espacial e temporal de variação, com predominância de altas concentrações no limite da zona
eufótica e fundo, durante a estratificação térmica, e uma tendência à uma distribuição
homogênea na coluna d’água durante o período de circulação (figura 3.7 a, c). A superfície e a
profundidade de Secchi tiveram concentrações de clorofila a significativamente maiores (p <
0,05) no período 2 (tabela 3.4). Em outubro e novembro, as concentrações estiveram abaixo
de 6,7 µg L
-1
no epilímnio (< 3,0 m), mas um máximo de até 35,5 µg L
-1
foi registrado no
metalímnio (5 m), associado a poucas espécies de cianobactérias filamentosas. Em janeiro,
baixos teores de clorofila a permaneceram na camada de mistura, mas altas concentrações
foram registradas no hipolímnio (32,1 µg L
-1
), onde a razão clorofila/feoftina foi de 4,9,
indicando que havia uma comunidade fitoplanctônica fisiologicamente ativa. A
predominância de pigmentos degradados (razão clorofila/feoftina < 1) foi restrita ao fundo,
em outubro. Em abril, concentrações de clorofila a entre 5,3 e 8,0 µg L
-1
foram registradas em
toda a coluna d’água. Em maio e junho, quando a razão z
eu
:z
mix
< 0,4, os maiores teores de
clorofila a foram encontrados na profundidade de Secchi (1,1 m). Em agosto e setembro, com
um aumento na razão z
eu
:z
mix
(> 2,2) o máximo metalimnético foi restabelecido. Uma relação
moderada, mas significante (p < 0,05) entre fósforo total e clorofila a foi encontrada (r
2
=
0,45) (figura 3.8), sugerindo que existe um potencial moderado para limitação por fósforo ao
crescimento do fitoplâncton no RDB.
25
Figura 3.7: Isolíneas dos valores de fósforo total (a), razão atômica N/P (b) e clorofila a (c)
no reservatório Duas Bocas, mostrando o período 1 (outubro a abril) e o período 2 (maio a
setembro).
Figura 3.8: Correlação entre os valores médios de fósforo total e clorofila a (ln) na camada de
mistura do reservatório Duas Bocas.
26
3.3 Discussão
O longo período de estratificação térmica e o período relativamente curto de
27
como a lagoa Carioca, no Sudeste do Brasil (Barbosa & Padisák, 2002) e o lago Zirahuén, no
México (Tavera & Martinez-Almeida, 2005).
A profundidade funcional dos lagos e reservatórios é associada não somente ao
padrão de estratificação e mistura, mas também à extensão das camadas clara e escura na
coluna d’água, e conseqüentemente, à disponibilidade dos recursos requeridos pelas espécies
presentes (Padisák & Reynolds, 2003). Uma profundidade funcional de 5 m foi proposta por
esses autores pra lagos rasos, em contraste com os 3 m propostos por Scheffer (1998). Embora
o RDB seja raso (z
med
= 4,3 m), pode ser considerado hidrologicamente profundo, devido à
tendência em desenvolver uma estratificação térmica estável ao longo do ano.
A disponibilidade de luz tem efeitos marcantes no metabolismo do lago, como a
limitação ao crescimento fitoplanctônico e os efeitos diretos sobre a produtividade primária. A
razão z
eu
/z
mix
tem sido considerada como uma abordagem prática para descrever a limitação
por luz ao fitoplâncton (Jensen et al., 1994; Reynolds, 2006). Embora durante o período de
estratificação essa razão fosse maior que 1, indicando não haver limitação por luz, valores
menores que 1 durante a atelomixia (março) e os eventos de circulação (maio e junho)
indicaram que o fitoplâncton pode ter passado parte do dia no escuro. Isso pode significar
uma oportunidade para espécies tolerantes a baixa luminosidade, como cianobactérias, que se
desenvolveram no metalímnio com águas ricas em nutrientes, como será descrito e discutido
no capítulo 2.
Outra influência da profundidade funcional no metabolismo do RDB foi notada
quando se analisaram os perfis verticais de oxigênio, com anoxia no fundo. O hipolímnio
anóxico de lagos e reservatórios tropicais tem sido relacionado a longos períodos de
estratificação, associados à baixa solubilidade do oxigênio em altas temperaturas e também à
elevada atividade microbiana (Lewis, 2000). A persistência de águas hipolimnéticas anóxicas
durante o período de estabilidade física foi associada à condutividade elevada como resultado
da mineralização da matéria orgânica no sedimento. Como conseqüência, o teor de amônio
aumentou 9,5 vezes em média, no hipolímnio, durante a estratificação. Em janeiro e fevereiro,
a camada anóxica do fundo se estendeu até alcançar 4 m de profundidade, devido a forte
estratificação térmica e à morfometria da bacia do reservatório.
O padrão térmico influencia diretamente as variáveis químicas, principalmente as
concentrações de nutrientes e a biomassa fitoplanctônica, como clorofila a, o que permite a
avaliação do estado trófico do sistema. Levando-se em consideração as concentrações fósforo
total para lagos tropicais (Salas & Martino, 1991), vários reservatórios brasileiros podem ser
considerados eutróficos (Branco & Senna, 1994, Calijuri et al., 1999, Giani & Figueiredo,
28
1999, Souza et al., 1998, Bouvy et al., 1999). Usando-se a média anual de fósforo total e
clorofila a como critério (> 38 e 6,7 µg L
-1
, respectivamente, Vollenweider & Kerekes, 1980),
o RDB pode ser classificado como eutrófico, apresentando média anual de 36,5 µg L
-1
de
fósforo total e 10,9 µg L
-1
de clorofila a (dados do epilímnio). Entretanto, de acordo com a
classificação trófica para lagos tropicais (Salas & Martino, 1991), o RDB pode ser
classificado também como eutrófico, baseado no fósforo total, ou mesotrófico, baseado na
clorofila a.
A biomassa, e.g. clorofila a, pode ser relacionada à concentração de fósforo total
(Wetzel, 2001). Várias tentativas têm sido realizadas para se estabelecer a relação entre os
níveis médios de fósforo e de clorofila a como uma tentativa de se prever a concentração de
clorofila a em uma dada concentração de fósforo (Vollenweider & Kerekes, 1980). A relação
entre fósforo e clorofila a nesse estudo mostrou que o fósforo total pode explicar 45 % da
variância na clorofila a (r
2
= 0,45), que está próxima da relação encontrada em vários lagos
tropicais e subtropicais (Huszar et al., 2006). Essa relação indica, numa abordagem sistêmica,
baixo potencial para limitação por fósforo ao crescimento fitoplanctônico no RDB. Os dados
de Huszar et al. (2006) mostraram uma correlação fraca entre fósforo e clorofila a (r
2
= 0,39)
em vários sistemas tropicais e subtropicais, sugerindo não haver limitação por fósforo.
No período 1, em geral, a limitação por nutrientes resultou em baixos valores de
biomassa na camada de mistura. O fósforo tem sido considerado como o principal elemento
limitante nos sistemas temperados (Vollenweider & Kerekes, 1980; Nürnberg, 1996; Smith
1997). Apesar de existirem relativamente poucos dados para os sistemas tropicais, e em
contraste com os dados de Huszar et al. (2006), tem sido sugerido que a co-limitação por N e
P pode ocorrer, mas geralmente, a limitação por N predomina nos sistemas tropicais (Talling
& Lemoalle, 1998; Lewis, 2000). Estudos experimentais de enriquecimento com nutrientes,
realizados na América do Sul tropical, mostraram que o nitrogênio foi o principal elemento
limitante (Henry et al., 1984; Setaro & Melack, 1984, Anton et al., 1996). Entretanto, dados
experimentais no Brasil mostraram que em reservatórios oligotróficos ambos N e P foram
limitantes, variando entre as estações do ano, e em alguns reservatórios eutróficos e lagos
naturais, o fósforo é o principal fator limitante (Arcifa et al., 1995).
Considerando as concentrações de nutrientes inorgânicos dissolvidos como limitantes ao
crescimento fitoplanctônico (< 0,1- 0,2 μM para FSR e < 7 - 8 μM para NID, Reynolds, 1997;
2006), as concentrações no RDB (z
eu
) refletiram co-limitação por N (< 4,0 μM DIN) e P (<
0,2 μM FSR, exceto nos eventos de atelomixia - 0,3 a 0,4 μM), no período 1. Esse padrão
29
mostrou uma tendência à limitação por fósforo na superfície e profundidade de Secchi no
período 1 e não limitação no período 2. O nitrogênio foi considerado como o elemento
limitante durante todo o período estudado, exceto no limite da zona eufótica durante o período
1. Embora o RDB seja considerado meso-eutrófico baseado nas concentrações de clorofila a,
o fitoplâncton se desenvolve bem sob limitação de nitrogênio e, eventualmente, de fósforo.
Esse sucesso pode ser associado à rápida reciclagem de amônio ao invés do nitrato na coluna
d’água. Nos experimentos realizados por Burford et al. (2006), esse tempo variou entre 0,3 a
30
indicando a viabilidade das populações. Durante o período de circulacão, as concentrações de
clorofila a foram mais elevadas em toda a coluna d’água.
No período 2, durante o período de circulação, a limitação por nutrientes foi
substituída por provável limitação por luz, o que é freqüente em muitos sistemas tropicais
(Talling & Lemoalle, 1998). A biomassa e as concentrações de nutrientes aumentaram no
epilímnio e o oxigênio dissolvido foi distribuído verticalmente. Apesar da provável limitação
por luz nessa fase, uma estação de crescimento, definida como um intervalo de pelo menos
três meses de biomassa elevada (Lewis, 1990), foi observada entre maio e setembro (média:
20,0 e máximo: 28,1 µg L
-1
de clorofila a). Isso sugere que a limitação por nutrientes mais
que a limitação por luz pode regular o crescimento do fitoplâncton no RDB.
31
4 Capítulo 2: “Dominância sazonal e vertical no fitoplâncton de um reservatório tropical
(Sudeste do Brasil): alternância entre desmídias e cianobactérias”
4.1 Material e Métodos
4.1.1 Amostragem em campo
As amostras de água para análise do fitoplâncton foram coletadas mensalmente
(outubro de 2002 a setembro de 2003) na zona lacustrina do reservatório, próximo à torre de
captação de água (figura 1.1). Foram amostradas quatro profundidades, com uso da garrafa de
Van Dorn: sub-superfície, profundidade do disco de Secchi, limite da zona eufótica (ZE) e
fundo (0,5 m acima do sedimento). As amostras para análise quantitativa foram fixadas com
lugol acético.
4.1.2 Análise das amostras
A densidade populacional foi estimada através da técnica de sedimentação em câmaras
(Utermöhl, 1958) e contagem em microscópio invertido. Células, colônias e filamentos foram
enumerados em campos aleatórios (Uhelinger, 1964) suficientes para amostragem de pelo
menos 100 indivíduos da espécie mais abundante (Lund et al., 1958).
4.1.3. Análise dos dados
Os sete maiores grupos taxonômicos considerados foram: Cyanobacteria,
Chlorophyceae (clorofíceas), Zygnemaphyceae (desmídias), Dinophyta (dinoflagelados),
Bacillariophyta (diatomáceas), Chrysophyta, Euglenophyta e Cryptophyta. A biomassa
específica (mg peso fresco L
-1
) foi estimada através do produto entre a densidade
populacional e o volume (µm
3
) individual de cada espécie (Edler, 1979), assumindo que a
densidade específica da célula fitoplanctônica é de 1 g cm
-3
. Em geral, o tamanho médio
celular de cada espécie foi calculado com a medida de, pelo menos, 20 indivíduos. A riqueza
de espécies foi estimada como o número de táxons por amostra, a diversidade de acordo com
o índice de Shannon e Wienner (Shannon & Weaver, 1949), baseado na biomassa usando log
2, e a equitabilidade de acordo com Pielou (1966). Os grupos funcionais do fitoplâncton
foram estabelecidos de acordo com Reynolds (1997; 2006) e Reynolds et al. (2002) como
grupos de espécies (> 4 % de biomassa) com características morfológicas e ecológicas
similares.
32
A constante de semi-saturação (K
m
) para absorção de nutrientes pelos maiores grupos
fitoplanctônicos, descrita em Huszar & Caraco (1998), foram comparadas às concentrações de
nutrientes no reservatório (média dos dados da zona eufótica, para cada período) para estimar
a limitação por nutrientes pelo fitoplâncton, em percentagem, calculada como descrito a
seguir:
% limitação = 100*[1- (C
i
/C
i
+ K
m
)]
onde C
i
é a concentração do nutriente inorgânico dissolvido na amostra i.
O teste de correlação de Spearman foi usado para acessar as correlações entre os
principais grupos funcionais do fitoplâncton e as variáveis ambientais. A análise de
correspondência canônica (ACC) foi usada para determinar as variáveis ambientais
importantes na distribuição do fitoplâncton, usando o programa CANOCO 3.1 (Ter Braak,
1992). As variáveis ambientais usadas na matriz de correlação foram: temperatura, z
eu
, pH,
oxigênio dissolvido, N NH
4
+
, N NO
3
-
, fósforo total e razão N/P, selecionadas através de uma
análise de componentes principais (ACP) prévia. Foram considerados na ACC sete grupos
funcionais do fitoplâncton representados pelas espécies que contribuíram com mais de 4 %
para a biomassa total em cada amostra. Os dados para a ordenação foram transformados log
(x + 1).
4.1.4 Isolamento e cultivo das cepas de Cylindrospermopsis raciborskii
A ocorrência de C. raciborskii em sistemas de abastecimento público tem causado
preocupação, pois já foi registrada a produção de hepatotoxinas e neurotoxinas por cepas
isoladas dessa espécie. Essa cianobactéria é uma das espécies abundantes no reservatório
Duas Bocas, logo, estudos que abordem sua ecologia e caracterização do potencial tóxico são
importantes.
Tricomas de C. raciborskii foram isolados a partir de amostras naturais de água
coletadas em março de 2004, no mesmo ponto amostral estudado no reservatório Duas Bocas.
O isolamento foi realizado com a técnica de capilares de vidro, sendo colocados 5 a 7
filamentos em tubos de ensaio com 3 mL de meio de cultivo ASM-1 (Gorham et al., 1964),
mantidos por 3 meses sob baixa intensidade luminosa (20 μmoles fótons m
-2
s
-1
), pH 8,0,
temperatura de 28 ± 2 ºC e fotoperíodo de 12 horas.
Foram realizados cultivos de duas cepas de C. raciborskii, denominadas CyDB-1 e
CyDB-2, para obtenção de biomassa para verificação da possível produção de cianotoxinas
por estas cepas. As cepas foram cultivadas em duplicata, em balões de 3 L, com 2,5 L de meio
de cultura onde adicionou-se 250 mL de inóculo, sob as mesmas condições citadas
33
anteriormente, porém, em intensidade luminosa de 40 μmoles fótons m
-2
s
-1
. As culturas estão
sendo mantidas no Banco de Culturas do Laboratório de Ecofisiologia e Toxicologia de
Cianobactérias (LETC) do Instituto de Biofísica Carlos Chagas Filho – UFRJ.
O crescimento celular foi acompanhado através da contagem das células em amostras
retiradas a cada três dias e fixadas com lugol acético, com o auxílio de microscópio óptico,
em hemocitômetro de Fuchs-Rosenthal. Foram feitas medições de, no mímino, 100 tricomas e
100 células de cada cepa para se estabelecer seus tamanhos médios e assim, determinar o
número de células contando-se os tricomas e multiplicando-os pela média estabelecida de
células/tricoma. A biomassa foi determinada por filtração de volumes conhecidos em filtros
de borosilicato (AP-20 Millipore), pesados antes e após a filtração. As taxas de crescimento
(μ), o tempo médio de duplicação das células (G) e o número de divisões por dia (K
2
), foram
calculados através das seguintes equações (Fogg & Thake, 1987):
μ = (ln N
2
– ln N
1
) / (T
2
– T
1
)
G = ln 2 / μ
K
2
= 3,332 x μ
onde N
1
e
N
2
são o número de cél. mL
-1
nos tempos T
1
e T
2
, dados em dias.
Para análise de clorofila a, 10 mL de cada cultura foram retirados a cada 3 dias e
filtrados em filtros de borossilicato. A extração foi realizada em metanol 100 % e a
determinação da concentração de clorofila seguiu o coeficiente de extinção determinado por
Mackinney (1941).
Para obtenção da biomassa das duas cepas a ser utilizada nos bioensaios de toxicidade
aguda, 500 mL das culturas na fase exponencial de crescimento foram centrifugados e o
precipitado foi congelado a -50
o
C (Shell Freezer – Labconco) e liofilizado (Freezone 6 –
Labconco). O material seco foi pesado e o peso correspondeu à biomassa de células produzida
em cada cultura.
4.1.5 Bioensaio de toxicidade aguda e análise de toxinas
Os bioensaios de toxicidade aguda foram realizados para se verificar a toxicidade das
cepas CyDB-1 e CyDB-2 em camundongos Swiss albinos machos adultos, com peso de 20 a
25 g. Foram pesados 250 mg da biomassa de células liofilizada e ressuspensos em água Milli-
Q. Após agitação em placa agitadora e processo de congelamento e descongelamento para
rompimento das células, a amostra foi centrifugada e a solução sobrenadante foi recolhida
34
para injeção intraperitoneal nos animais. A concentração resultante foi de 25 mg biomassa de
células.mL
-1
de. Em cada animal, foi injetado, 1 mL do extrato, calculando-se a dose injetada
em mg kg
-1
, baseada no peso de cada animal. Foram utilizados oito camundongos para o
bioensaio com cada cepa, em duplicata, com doses variando de 970,9 a 1041,7 mg kg
-1
, para
o extrato da cepa CyDB-1 e 934,6 a 1030,9 mg kg
-1
, para o extrato da cepa CyDB-2. Os
animais foram observados por um período de oito dias para registro de quaisquer sintomas de
intoxicação.
A técnica de imunoensaio do tipo ELISA (Chu et al., 1990) foi utilizada para
detecção de microcistinas nos extratos das culturas. Foi utilizado um kit comercial da
“Beacon Analytical Systems” (Portland, ME – EUA), seguindo-se os procedimentos
recomendados pelo fabricante. Este método de ELISA competitivo direto se constitui da
identificação do antígeno (microcistina) através de anticorpos secundários (anti-IgG) fixos a
uma placa de 96 poços, sendo a reação colorimétrica. O resultado foi obtido através dos
valores de densidade ótica das amostras, e assim, quanto mais reação de cor houver, menos
toxina existe na amostra. A determinação da densidade ótica foi feita em uma leitora de placas
no comprimento de onda de 450 nm. Cabe ressaltar que este método somente é capaz de
detectar microcistinas livres, ou seja, microcistinas conjugadas com proteínas fosfatases, ou
com qualquer outro peptídeo, não são reconhecidas pelos anticorpos.
4.2 Resultados
As figuras apresentadas estão com texto em inglês, pois os artigos já estão formatados
para publicação em periódicos internacionais.
4.2.1 Ciclo sazonal do fitoplâncton
Dois períodos foram identificados durante o estudo, baseados na biomassa
fitoplanctônica: Período 1 (outubro de 2002 a março de 2003) e Período 2 (abril a setembro de
2003). A biomassa total do fitoplâncton (peso fresco), variou entre 1,5 a 17,6 mg L
-1
, com
valores médios no epilímnio (considerando superfície e profundidade do disco de Secchi) de
3,3 e 5,6 mg L
-1
durante os períodos 1 e 2, respectivamente. Maiores valores, até três vezes
maiores que a média, foram registrados no limite da zona eufótica (metalímnio inferior)
(figuras 4.1 e 4.2). Vinte espécies, dentre as 75 registradas no RDB (tabela 4.1), apresentaram
biomassa > 4 % em pelo menos 5 % das amostras. Os índices de diversidade e equitabilidade
tiveram valores médios de 3,3 (0,8 - 6,1) e 0,7 (0,1 - 1,1), respectivamente. A maior riqueza
de espécies e diversidade foram registradas no período 2.
35
Considerando os grupos funcionais propostos por Reynolds (1997; 2006), a espécies
mais abundantes foram representativas de sete grupos funcionais (tabela 4.2). Os grupos que
apresentaram biomassa > 40 % incluíram as desmídias (grupos X
3
e N) e as cianobactérias
(grupos S
1
e S
n
).
Co-dominância entre desmídias e cianobactérias foi verificada no epilímnio durante
todo o período estudado (figuras 4.1 e 4.2). No período 1, a dominância de pequenas
desmídias (< 15 μm) do grupo X
3
(50 % da biomassa total) foi dividida entre Cosmarium
asphaerosporum var. strigosum Nordsted (0,2 - 26 %), Cosmarium papekuilense West (0,3-
30 %) e Staurodesmus crassus (West & West) Florin (1,2 - 26,7 %). Cylindrospermopsis
raciborskii (Woloszynska) Seenayya & Subba Raju (grupo funcional S
n
) foi abundante nesse
período (0,3 - 25,9 % em biomassa).
Durante o período 1, foi registrado um máximo metalimnético de biomassa (3,9 a 17,6
mg L
-1
) no limite da zona eufótica, composto por cianobactérias filamentosas (grupo
funcional S
1
), sendo que em dezembro foi registrado um valor de biomassa três vezes maior
que a média (figura 4.1). Limnothrix bicudoi Azevedo & Souza foi dominante (12,9 - 70,6
%), seguida por L. redekei Van Goor (7,8 - 23,8 %). L. bicudoi alcançou, em media, 82 % da
biomassa total no fundo, provavelmente devido à sedimentação dos filamentos.
No período 2, as desmídias foram substituídas pelas cianobactérias (grupos S
1
e S
n
) no
epilímnio, onde C. raciborskii (6,7 - 36,1 %), L. bicudoi (17,8 - 42,3 %) e Pseudanabaena
moniliformis Komárek & Kling (1,1 - 34 %) dividiram a dominância na comunidade
fitoplanctônica. Uma pequena contribuição da cianobactéria cocóide Synechococcus capitatus
Bailey-Watts & Komárek (grupo funcional Z) foi registrada nessa fase (0,1 - 5,2 %).
As espécies de cianobactérias do máximo metalimnético foram distribuídas por toda a
coluna d’água no período 2, embora a biomassa permanecesse elevada no metalímnio inferior
(4 - 5 m de profundidade) (figura 4.1), quando C. raciborskii (3,7 - 81,6 %) e L. bicudoi (3,5 -
30,9 %) dividiram a dominância.
36
Figura 4.1: Variação sazonal da biomassa fitoplanctônica (peso fresco) no RDB, mostrando o
período 1 (outubro a março) e o período 2 (abril a setembro).
37
Figure 4.2: Variação sazonal da contribuição relativa das classes fitoplanctônicas para a
biomassa total no RDB, mostrando o período 1 (outubro a março) e o período 2 (abril a
setembro).
38
Tabela 4.1: Ocorrência e distribuição vertical, por período estudado, das classes e espécies
fitoplanctônicas identificadas no RDB (veja Delazari-Barroso et al., 2007).
Período 1 Período 2
Sup. Secchi ZE Fundo Sup. Secchi ZE Fundo
CYANOPHYCEAE
Aphanocapsa delicatissima x x x x x x x x
Aphanocapsa sp. x x x
Chroococcus minimus x x x x
Cyanodictyon tropicalis x
Cylindrospermopsis raciborskii x x x x x x x x
Komvophoron minutum x x x x
Limnothix redekey x x x x
L. bicudoi x x x x x x x x
Limnothrix sp. x x x x x x x x
Merismopedia punctata x
M. tenuissima x x x x x x x x
M. trolleri x x x x x
Planktolyngbya limnetica x x x x
P. minor x x x x x x x x
Planktothrix isothrix x x
Pseudanabaena moniliformis x x x x x x x x
Pseudanabaena sp. x x x x x x x x
Rhabdoderma sancti-pauli x x x x x x x x
Synechococcus capitatus x x x x x x x x
Synechococcus nidulans x x x x x x
Synechococcus sigmoideus x
Synechocystis sp. x x x x x x x x
CHLOROPHYCEAE
Ankistrodesmus bernardii x x x x x x
A. gracilis x
Ankistrodesmus sp. x x x x x x x
Chlamydomonas pseudotarda x x x x x x
Chlorella vulgaris x x x x x x x x
Chlorella sp. x x x x x x x x
Coelastrum proboscideum x x x x x
Desmodesmus bicaudatus x x x x x x
D. quadricauda x
D. spinosus x x
Didymocystis fina x x x x x x x x
Didymocystis sp. x
Eutetramorus fottii x x x x x x x x
Golenkinia radiata x x x x x x x
Monoraphidium arcuatum x x
M. contortum x x x x x x x x
M. griffithi x x x x x x x x
M. minutum x x x x x x x x
Oocystis lacustris x x x x x x x x
Scenedesmus acuminatus x x x
S. ecornis x x
Chlorococcales 1 x x x x x x
Chlorococcales 2 x x x x x x x
Chlorococcales 3 x x x x x x x x
ZIGNEMAPHYCEAE
39
Continuação da Tabela 4.1
Actinotaenium perminutum x x x x x x x x
Closterium sp. x x x x x x x
Cosmarium asphaerosporum var.
strigosum x x x x x x x x
Cosmarium cf. capitulum x x x x x
C. papekuilense x x x x x x x x
Staurastrum micron x x x x x x x
S. smithii x x x x x x x
S. tetracerum x x x x x x x x
S. quadrangulare var. armatum x x x x x x
Staurastrum sp.1 x x x x x x x
Staurastrum sp.2 x x x x x x x
Staurastrum sp.3 x x x x x x x x
Staurodesmus controversus x x x x
S. crassus x x x x x x x
S. indentatus var. rectangularis x x x x x x x x
S. o’mearii var. minutus x x x x x x x x
Staurodesmus cf. pachyrhynchus x x x x x x x x
Teilingia granulata x x x x x x x
Xanthidium cf. variabile x x x x x x x
Desmidiales x x x x x
DINOPHYCEAE
Gymnodinium sp. x x x x x x
Peridinium africanum x x
P. umbonatum x x x x x
BACILLARIOPHYCEAE
Brachysira vitrea x x x
Nitzschia gracilis x x x x x x x
EUGLENOPHYCEAE
Euglena limnophila x
Trachlelomonas volvocina x
CRYPTOPHYCEAE
Cryptomonas parapyrenoidifera x x x x
Cryptomonas sp. x x x x
4.2.2 Correlação entre o fitoplâncton e as variáveis ambientais
As porcentagens da limitação por nutrientes ao crescimento fitoplanctônico para os
períodos 1 e 2, em relação à zona eufótica (superfície, profundidades de Secchi e limite da
ZE), são mostradas na figura 4.3. O desenvolvimento das espécies fitoplanctônicas pode ser
comprometido pela limitação por nutrientes em três padrões distintos. No primeiro, todos os
grupos podem estar severamente limitados. No segundo, embora existam diferenças entre os
grupos, apenas aqueles com alto K
m
podem estar severamente limitados. No terceiro, pode
existir limitação para qualquer grupo fitoplanctônico. No RDB (figura 4.3) N NO
3
-
e N NH
4
+
corresponderam principalmente ao segundo padrão nos dois períodos estudados, o que
poderia levar à seleção de diferentes espécies, exceto para N NH
4
+
no fundo, o qual
correspondeu ao terceiro padrão. As concentrações de FSR em ambos os períodos
40
corresponderam ao segundo padrão, representando o primeiro padrão. As concentrações de
SiSR se relacionaram ao terceiro padrão em ambos os períodos estudados representando baixo
potencial para seleção dos diferentes grupos fitoplanctônicos. Em geral, foi observado no
RDB maior potencial para nitrogênio inorgânico dissolvido (NID) e FSR na seleção dos
grupos fitoplanctônicos.
Figure 4.3: (a) Box-plots da percentagem de limitação por nutrientes. Para todos os nutrientes,
exceto SiSR, os grupos (Cy, cianobactérias; Dn, dinoflagelados; Dt, diatomáces; Ch,
crisofíceas; Gr; clorofíceas) com a mais alta (barras cheias) e mais baixa (barras vazias)
constante de semi-saturação (K
m
) foram considerados. Para SiSR, os outros grupos foram
assumidos como tendo baixa demanda por silicato e não limitados por esse nutriente. A
variação da resposta para um dado grupo fitoplanctônico é causada pela variação sazonal nas
concentrações dos nutrientes. Essa variação é expressa por um box-plot, no qual a linha dentro
das caixas é a mediana, enquanto as caixas, barras e pontos representam 75, 90 e 95 % dos
dados, respectivamente. (b) Comparação da limitação para os dos grupos fitoplanctônicos,
mostrando os valores médios de K
m
para os quatro nutrientes e as cinco divisões taxonômicas
do fitoplâncton (Huszar & Caraco, 1998; Marinho & Huszar, 2002).
41
A ordenação dos sete grupos funcionais do fitoplâncton com as variáveis ambientais
na ACC explicou 82 % da variação das espécies em relação às características ambientais
(tabela 4.2). Os mesmos períodos identificados através da variação na biomassa
fitoplanctônica foram evidenciados pelos eixos da ACC (figura 4.4). Os resultados do teste de
permutação de Monte Carlo indicaram que temperatura, z
eu
e N NH
4
+
foram significantes em
explicar a variação dos grupos funcionais no RDB (tabela 4.3). Por outro lado, as inter-
relações indicaram que além das variáveis significativas, outras variáveis como o pH e o
fósforo total podem ser consideradas como potenciais para determinar a variação das espécies
no ambiente.
O eixo 1 (figura 4.4) foi fortemente influenciado pelo N NH
4
+
em oposição ao
oxigênio dissolvido, indicando o isolamento das camadas d’água, refletido pelas elevadas
concentrações de amônio e anoxia no hipolímnio. A ACC também mostrou o máximo
metalimnético com Limnohtix bicudoi (S
1
) associado às amostras do limite da zona eufótica.
O eixo 2 evidenciou a sazonalidade representada pela separação dos dois períodos
relacionados ao padrão físico na coluna d’água. As amostras do período 1 foram
caracterizadas por temperaturas elevadas e z
eu
mais profundas e dominância de pequenas
desmídias do grupo X
3
e N. O período 2 foi marcado por elevados valores de fósforo total e
pH levemente alcalino. A dominância de cianobactérias filamentosas (S
n
e S
1
) e valores mais
baixos de temperatura e z
eu
caracterizaram esse período. A maior diversidade registrada nesse
período foi refletida pela aparição de raras espécies dos grupos funcionais J, L
o
, e Z (tabela
4.4).
Tabela 4.2: Autovalores e porcentagem cumulativa e total da variância resultantes da ACC
para os sete grupos funcionais do fitoplâncton descritos no RDB.
Eixo 1 Eixo 2
Auto-valores 0,122 0,092
Correlação espécies-ambiente 0,884 0,805
Percentagem cumulativa da variância espécies-ambiente 46,5 81,7
42
Tabela 4.3: Inter-relação das variáveis ambientais com a ordenação dos eixos 1 e 2,
significância do teste de Monte Carlo (valores de p) e variância explicada pelas variáveis
ambientais.
Inter-relação
Eixo 1 Eixo 2
p
Variância
Temperatura -0,47 -0,48 0,02 0,21
Z
eu
0,09 -0,75 0,01 0,19
pH -0,32 0,38 0,36 0,16
Oxigênio dissolvido -0,62 -0,03 0,18 0,11
N NH
4
+
0,81 -0,13 0,01 0,25
N NO
3
-
-0,12 0,17 0,48 0,16
Fósforo total 0,07 0,36 0,07 0,14
Razão N/P 0,20 0,23 0,10 0,13
Figura 4.4: Diagrama de ordenação da Análise de Correspondência Canônica (ACC)
mostrando os grupos funcionais do fitoplâncton (X
3
, N, S
1
, S
n
, J, L
o
e Z), as variáveis
ambientais (setas) que exerceram influência significante e independente sobre a distribuição
fitoplanctônica e as amostras (círculos) agrupadas por período (P1a: amostras da superfície e
profundidade de Secchi 1; P1b: amostras do limite da zona eufótica no período 1; P2:
amostras do período 2).
43
Tabela 4.4: Porcentagem média por período e em cada profundidade, dos grupos funcionais
do fitoplâncton (GF) como grupos de espécies dominantes. Legendas de acordo com
Reynolds (1997; 2006), Padisák & Reynolds (1998) e Reynolds et al. (2002).
Período 1 GF Período 2 GF
14 Oct. – 21 Mar. 11 Apr. – 22 Sep.
Superfície 4 % Actinotaenium perminutum X
3
5 % Actinotaenium perminutum X
3
13 % Cosmarium asphaerosporum
var. strigosum
X
3
5 % Cosmarium papekuilense X
3
11 % Cosmarium papekuilense X
3
9 % Staurodesmus crassus X
3
14 % Staurodesmus crassus X
3
4 % Staurodesmus sp. 1 X
3
6 % Staurodesmus sp. 1 X
3
19 % Cylindrospermopsis raciborskii Sn
7% Staurodesmus indentatus var.
rectangularis N 27 % Limnothrix bicudoi S
1
5 % Staurastrum tetracerum N 12 % Pseudanabaena moniliformis S
1
13 % Cylindrospermopsis raciborskii S
n
5% Synechococcus capitatus Z
8 % Limnothrix bicudoi S
1
5 % Peridinium umbonatum L
0
8 % Pseudanabaena moniliformis S
1
4% Desmodesmus bicaudatus J
4% Peridinium umbonatum L
0
Prof. Secchi 5 % Actinotaenium perminutum X
3
7 % Actinotaenium perminutum X
3
12 % Cosmarium asphaerosporum
var. strigosum
X
3
4 % Cosmarium asphaerosporum var.
strigosum
X
3
10 % Cosmarium papekuilense X
3
11 % Staurodesmus crassus X
3
6 % Staurodesmus sp. 1 X
3
4 % Staurodesmus sp. 1 X
3
16 % Staurodesmus crassus X
3
18 % Cylindrospermopsis raciborskii S
n
8 % Staurodesmus indentatus var.
rectangularis N 6 % Komvophoron minutum S
1
4 % Staurastrum tetracerum N 27 % Limnothrix bicudoi S
1
10 % Cylindrospermopsis raciborskii S
n
9 % Pseudanabaena moniliformis S
1
7 % Pseudanabaena moniliformis S
1
5% Synechococcus capitatus Z
7 % Peridinium umbonatum L
0
9 % Peridinium umbonatum L
0
ZE 4 % Cosmarium papekuilense X
3
5 % Actinotaenium perminutum X
3
7 % Staurodesmus crassus X
3
13% Staurodesmus crassus X
3
9 % Limnothix redekey S
1
27 % Cylindrospermopsis raciborskii S
n
43 % Limnothrix bicudoi S
1
19 % Limnothrix bicudoi S
1
7 % Planktothrix isothrix S
1
5 % Pseudanabaena moniliformis S
1
8 % Pseudanabaena moniliformis S
1
5 % Peridinium umbonatum L
0
5 % Oocystis lacustris J
Fundo 4 % Limnothix redekey S
1
5 % Actinotaenium perminutum X
3
82 % Limnothrix bicudoi S
1
7 % Staurodesmus crassus X
3
6 % Planktothrix sp. S
1
5 % Staurodesmus sp. 2 X
3
13 % Cylindrospermopsis raciborskii S
n
5 % Limnothix redekey S
1
36 % Limnothrix bicudoi S
1
6 % Synechococcus capitatus Z
O teste de correlação de Spearman mostrou, no período 1, correlação positiva
significativa entre as desmídias dominantes e temperatura, pH e N NO
3
-
, as quais foram
também associadas negativamente com fósforo total, N NH
4
+
e razão N/P (tabela 4.5). As
cianobactérias dominantes (S
1
) no período 2 estiveram associadas positivamente ao fósforo
44
total e N NH
4
+
, e negativamente à temperatura e pH. C. raciborskii (S
n
) esteve associada
positivamente com pH, fósforo total e N NO
3
-
, e negativamente com z
eu
e N NH
4
+
.
Tabela 4.5: Coeficientes de correlação de Spearman entre a biomassa dos principais grupos
funcionais do fitoplâncton e as variáveis z
eu
, z
eu
/z
mix
, temperatura (T), pH, fósforo solúvel
reativo (FSR), fósforo total (TP), amônio (NH
4
+
), nitrato (NO
3
-
) e razão N/P (apenas as
correlações significantes são apresentadas; p < 0,05).
GRUPOS Z
eu
Z
eu
/Z
mix
T pH FSR TP NH
4
+
NO
3
-
N/P
X
3
- - 0,49 0,47 - - - 0,69 0,43 -0,50
N - - 0,54 - - -0,49 -0,41 - -0,42
S
1
- - -0,61 -0,35 - 0,42 0,33 - -
S
n
-0,70 - - 0,63 - 0,36 -0,53 0,47 -
J -0,68 - -0,43 - 0,36 0,55 -0,36 0,47 -
L
o
- - - - - - - - -
Z -0,57 - - 0,34 - - -0,43 -
4.2.3 Cultivos das cepas de C. raciborskii, bioensaio de toxicidade aguda e análise de
toxinas
A cepa CyDB-1 (figura 4.5 a) apresentou as maiores taxas de crescimento (μ) (figura
4.6) e de duplicação (K
2
) e o menor tempo de duplicação (G) (tabela 4.6). Os valores de
clorofila a também foram maiores para a cepa CyDB-1 (figura 4.7). Para ambas as cepas,
houve um decréscimo na produção de clorofila a até o 5º dia, o que é normalmente observado
durante o crescimento exponencial de células provenientes de inóculos densos.
Nos bioensaios realizados com camundongos não foram observados quaisquer
sintomas de intoxicação por um período de oito dias. Os resultados do imunoensaio do tipo
ELISA para detecção de microcistinas nos estratos das culturas das duas cepas de C.
raciborskii foram negativos.
45
Tabela 4.6: Parâmetros de crescimento das culturas de duas cepas de C. raciborskii, sob
intensidade luminosa de 40 μmoles fótons m
-2
s
-1
.
Parâmetros CyDB-1 CyDB-2
Taxa de crescimento (μ; dia
-1
)
0,44 0,32
Tempo de duplicação (G; dia
-1
) 1,56 2,13
N
o
de divisões por dia (K
2
) 1,48 1,08
Figura 4.5: Tricomas das cepas cultivadas de Cylindrospermopsis raciborskii, isoladas de
amostras naturais do reservatório Duas Bocas, Espírito Santo (a: CyDB-1; b: CyDB-2,
evidenciando heterocito e acineto).
46
1,E+04
1,E+05
1,E+06
1,E+07
0 3 6 9 12 15 17
Dias
Cél.mL
-1
CyDB-1 CyDB-2
Figura 4.6: Curvas de crescimento das cepas de C. raciborskii (CyDB-1 e CyDB-2).
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
02581215
Dias
g chl.10
6
cél.
CyDB-1 CyDB-2
Figura 4.7: Variação da concentração de clorofila a em 10
6
células nos cultivos das cepas de
C. raciborskii (CyDB-1 e CyDB-2).
4.3 Discussão
4.3.1 Ciclo sazonal do fitoplâncton
O crescimento fitoplanctônico no RDB, considerado meso-eutrófico (fósforo total =
36,5 μg L
-1
e clorofila a = 10,9 μg L
-1
, em média) é co-limitado por N e P, mas com
predominância da limitação por nitrogênio. A dinâmica do fitoplâncton nesse sistema é
relacionada à forte estratificação térmica observada nos meses de verão e circulação nos
meses de inverno.
47
Os dados da composição e abundância fitoplanctônica nesse estudo apresentaram
algumas diferenças quando considerados aos dados de um estudo anterior (Delazari-Barroso,
2000). Nesse estudo, durante o mês de julho de 1998, no período de circulação da coluna
d’água, a comunidade esteve dominada por pequenas desmídias, com abundância de
Cosmarium papekuilense, Teilingia granulata (Roy & Bisset) Bourrely e Staurodesmus
crassus, em toda a coluna d’água. Em março de 1999, com estratificação térmica estável, as
desmídias e as cianobactérias, com abundância de Cylindrospermopsis raciborskii,
Pseudanabaena moniliformis e Limnothrix bicudoi, dividiram a dominância da comunidade
(Delazari-Barroso, 2000). No presente estudo, os dados mostraram um padrão inverso de
dominância entre desmídias e cianobactérias, considerando o regime de estratificação e
circulação da coluna d’água. As desmídias foram o grupo dominante no epilímnio durante o
período de estratificação térmica, de outubro de 2002 a fevereiro de 2003. Essas algas
crescem preferencialmente em águas oligotróficas e levemente ácidas, mas algumas espécies
podem se desenvolver em águas eutróficas (Reynolds, 1987). A seleção das desmídias no
RDB durante a estratificação pode estar relacionada à maior disponibilidade de luz e ao pH
levemente ácido a neutro, devido à preferência desse grupo em usar o CO
2
como fonte de
carbono (Happey-Wood, 1988). Esses fatores são importantes na determinação do
crescimento das desmídias (Moss, 1973), porém o conhecimento sobre a densidade, biomassa
e a variação sazonal no crescimento desse grupo de algas ainda é pequeno (Brook, 1981).
As cianobactérias foram dominantes durante o período 2, quando ocorreram eventos
de circulação da coluna d’água. Isso não era esperado, pois essas algas precisam de relativa
estabilidade física para desenvolver populações dominantes (Paerl, 1988; Boland & Griffiths,
1996; Dokulil & Teubner, 2000). O influxo de nutrientes do hipolímnio para as camadas
superiores durante a circulação pode ter contribuído para o crescimento das cianobactérias
nesse período. A maior turbidez da água e, provavelmente, a menor disponibilidade de luz
nesse período, refletida por menores valores de transparência da água, selecionou as espécies
de Cylindrospermopsis, Limnothrix e Pseudanabaena, que possuem afinidade por
luminosidade baixa (Dokulil & Mayer, 1996; Havens et al., 1998; Reynolds, 2006). Embora
não esperado, conforme citado na literatura, a dominância de cianobactérias filamentosas nos
meses de inverno já foi registrada em um reservatório oligo-mesotrófico no Brasil e foi
relacionada à maior circulação interna de nutrientes em períodos de ausência de termoclina,
quando ocorreram eventos de circulação (Nogueira, 2000).
48
4.3.2 Diversidade e correlação das espécies com as variáveis ambientais
No período 1, em condições de estratificação térmica, a diversidade fitoplanctônica foi
menor e no período 2, quando ocorreu circulação, a diversidade foi maior. As condições de
estabilidade física da coluna d’água, maior disponibilidade de luz e concentrações mais
baixas de nutrientes, durante o período 1, favoreceram espécies unicelulares
nanoplanctônicas, dominadas por desmídias. As mudanças climáticas, com a aproximação do
outono e inverno promoveram um fluxo interno de nutrientes devido à circulação o que
resultou em maior turbidez e menor luminosidade, selecionando cianobactérias filamentosas e
favorecendo o desenvolvimento de espécies de outros grupos, principalmente clorofíceas
cocóides. De fato, a riqueza de espécies foi maior no segundo período. Do total de táxons
registrado, 16 % ocorreram somente no período 2, incluindo algumas cianobactérias,
euglenofíceas, diatomáceas e dinoflagelados, porém com baixas contribuições para a
biomassa total do fitoplâncton. No RDB, as condições físico-químicas decorrentes dos
eventos de circulação são importantes para a manutenção de uma diversidade elevada, como
registrada para outros sistemas tropicais (Calijuri & Santos, 1996).
Os fatores ambientais que regulam a dominância de desmídias nos sistemas de água
doce não são ainda bem conhecidos. Embora não esperado, pequenas desmídias foram
dominantes no epilímnio durante o período de estratificação térmica. Em lagos temperados, o
crescimento de desmídias é positivamente associado à circulação da coluna d’água que é
importante para compensar a falta de mobilidade dessas algas. No RDB, o crescimento de
desmídias esteve associado positivamente ao pH levemente ácido e às temperaturas elevadas
durante os meses de verão. Em torno de 71 % dos valores de pH estiveram entre 6,1 e 6,9
durante o período de estratificação. Nessa faixa, 70 % do carbono inorgânico estão na forma
de CO
2
livre (Cole, 1994). Esse fator pode ter selecionado as desmídias, que é um grupo que
usa preferencialmente o CO
2
como fonte de carbono. Os gradientes de pH e a disponibilidade
de carbono estão entre as principais variáveis ambientais que selecionam as espécies do
fitoplâncton (Reynolds, 1987). A abundância de espécies de Staurodesmus e Staurastrum em
um lago amazônico foi relacionada ao pH ácido e a sua capacidade utilizar o CO
2
livre como
fonte de carbono (Huszar, 1994).
Além das variáveis químicas, o processo físico chamado atelomixia (Lewis, 1973),
que é uma variação na profundidade do epilímnio causando uma circulação intensa nessa
camada, pode explicar a dominância/abundância de desmídias no RDB. A biomassa crescente
de Cosmarium asphaerosporum var. strigosum, C. papekuilense e Staurodesmus crassus, de
novembro a março, pôde estar relacionada à atelomixia parcial (sensu Barbosa & Padisák,
49
2002), que traz nutrientes das águas metalimnéticas para a camada superior (Lewis, 1973). A
atelomixia é um fenômeno típico dos sistemas tropicais que ocorre regularmente e acontece
em menor escala que o tempo de geração da maioria das espécies fitoplanctônicas (Barbosa &
Padisák, 2002), o que representa um fator chave na manutenção das espécies imóveis em
suspensão no epilímnio durante períodos de estratificação térmica (Lewis, 1973). Assim, o
sucesso das desmídias em sistemas monomíticos tropicais durante períodos de estratificação
térmica, como observado na zona lacustrina do RDB, é relacionado à atelomixia parcial. Essa
dinâmica foi registrada por Barbosa & Padisák (2002) para os lagos Carioca e Dom Helvécio,
no distrito de lagos do médio Rio Doce, Brasil, e por Tavera & Martinez-Almeida (2005) para
o lago Zirahuén, Mexico. A abundância de outros grupos de algas imóveis, como pequenas
clorofíceas cocóides e diatomáceas, durante condições de estratificação em um reservatório
oligotrófico tropical, foi atribuída também à atelomixia (Lopes et al., 2005).
É necessário considerar que a composição do fitoplâncton também é influenciada pela
pressão de predação pelo zooplâncton (George & Reynolds, 1997). A dominância de
clorofíceas de pequeno tamanho em vez de cianobactérias grandes de difícil ingestão pode ser
conseqüência de uma baixa pressão de herbivoria como resultado de predação elevada por
peixes planctívoros, como registrado por Jensen et al. (1994). Porém, essa relação não foi
acessada nesse estudo.
O fósforo é considerado um elemento determinante para o crescimento das desmídias.
As espécies de Staurastrum, Staurodesmus e Cosmarium são conhecidas como dominantes
em ambientes pobres em fósforo (Huszar et al., 1998). Os experimentos de Spijkerman &
Coesel (1998) mostraram que Staurastrum e Cosmarium podem crescer em baixas
concentrações de fósforo. Nossos dados mostraram uma associação negativa de Staurastrum
tetracerum e Staurodesmus indentatus var. rectangularis com o fósforo total. No RDB, o
nitrogênio parece ser importante para o crescimento das desmídias, embora seja limitante. A
abundância das espécies de Actinotaenium, Cosmarium e Staurodesmus esteve associada
positivamente ao nitrato, considerado limitante durante todo o estudo, e negativamente ao
amônio. O papel do metabolismo do nitrogênio para o crescimento das desmídias tem
recebido pouca atenção (Brook, 1981). O experimento de Nakarishi & Monsi (1976, apud
Brook, 1981) mostrou que a capacidade fotossintética e o crescimento de Cosmarium foram
mantidos mesmo em meios com baixas concentrações de nitrato. O crescimento de algumas
desmídias sob condições limitantes de nitrogênio tem sido relacionado à possibilidade de que
o nitrogênio proveniente de fontes como o ácido úrico e glicolatos possam ser utilizados
(Brook, 1981).
50
No metalímnio inferior (4 - 5 m) e no fundo, foram observadas concentrações elevadas
de biomassa no período 1. Limnothrix bicudoi contribuiu com até 95 % para a biomassa total
do fitoplâncton nessas profundidades. Esse máximo metalimnético foi registrado durante todo
o período de estratificação. O mesmo padrão de distribuição vertical de uma população de
Planktolyngbya foi registrado para lagos do médio rio Doce, Brasil (Reynolds et al. 1983,
Hino et al. 1986). Essa estratificação biológica é característica em alguns lagos temperados.
Máximos metalimnéticos com espécies de Oscillatoria (Watanabe, 1979; Konopka, 1982) e
Planktothrix (Klemer, 1976; Salmaso, 2000) já foram registrados em alguns lagos. Esse
crescimento metalimnético tem sido relacionado à adaptação fisiológica a baixas temperaturas
e reduzida disponibilidade de luz resultante de adaptação cromática (Reynolds et al., 1983;
Dokulil & Teubner, 2000; Grossman et al., 2001; Reynolds, 2006). No RDB, a distribuição
vertical de Limnothrix esteve associada, como esperado, positivamente ao fósforo total e
amônio, mas negativamente com o pH. Não houve relação das cianobactérias com a razão
N/P. A dominância de cianobactérias coincidiu com concentrações de fósforo < 5,2 μM,
acompanhando o limite citado para cianobactérias (< 26 μM). O mesmo padrão foi registrado
por Huszar & Caraco (1998) para lagos temperados.
As florações verticais de cianobactérias aumentam a densidade da água e tornam a
estratificação mais estável (Kumagai et al., 2000), podendo aumentar a depleção de oxigênio
e o fluxo de nutrientes como fósforo dissolvido e amônio do hipolímnio. O acesso a esse
suprimento de nutrientes, que é relativamente indisponível para o epilímnio, é favorecido pela
habilidade de regular a posição vertical na coluna d’água através do mecanismo de flutuação
por aerótopos (Hino et al., 1986).
No período 2, a dominância de desmídias foi substituída pela dominância das
cianobactérias em toda a coluna d’água. Essa dominância é resultado da interação de vários
fatores (Blomqvist et al., 1994; Dokulil & Teubner, 2000). O aumento na turbidez e a
diminuição da luminosidade disponível resultantes da circulação da água parecem ser
condições favoráveis para uma distribuição vertical das Oscillatoriales, embora a biomassa
permanecesse elevada no metalímnio. Planktothrix e Limnothrix são consideradas como
tolerantes à mistura devido a sua capacidade de suportar pouca luz (Padisák & Reynolds,
1998). O desenvolvimento de C. raciborskii foi maior nesse período em toda a coluna d’água
e mostrou uma correlação negativa com a z
eu
e com amônio e positiva com pH e fósforo total,
como era esperado. A biomassa de C. raciborskii alcançou 81 % no limite da zona eufótica
em agosto, logo após o período de circulação, associada a baixos níveis de nitrato e FSR, mas
não de amônio. O fato de que somente 12 % dos filamentos apresentavam heterocito indicou
51
que o amônio, que é a forma preferencial de nitrogênio (Pádisak, 1997) pôde ter inibido a
formação dessa célula, como testado por Ogawa & Carr (1969) e também discutido por
Branco & Senna (1994). Embora não tenha sido encontrada relação positiva com a
temperatura, os dados desse estudo indicam uma tendência positiva de crescimento de C.
raciborskii em temperaturas entre 22 e 25 ºC, que é similar à temperatura requerida para
induzir a germinação dos acinetos (Padisák & Reynolds, 1998). Apesar de não terem sido
observados acinetos nas amostras naturais, mas somente em condições de cultivo, o elevado
crescimento de C. raciborskii após períodos de circulação sugere seu recrutamento por
ressuspensão do sedimento (Fabbro & Duivenvoorden, 1996).
A seleção das populações fitoplanctônicas está diretamente relacionada ä
disponibilidade de recursos. Concentrações limitantes de nutrientes podem resultar numa
pressão seletiva sobre as populações (Reynolds, 1997). Os dados do RDB (epilímnio)
mostraram limitação por nitrogênio, principalmente durante o período 1, com as
concentrações de N NH
4
+
e N NO
3
-
sempre abaixo de 4,7 μM e 2,5 μM, respectivamente.
Baseado nos valores de K
m
, esses dados sugerem que o nitrato exerce um potencial seletivo
para os diferentes grupos fitoplanctônicos. Os dados de amônio e FSR sugerem um potencial
seletivo moderado, pelo menos para os grupos fitoplanctônicos com elevado K
m
(cianobactérias e clorofíceas cocóides, respectivamente).
4.3.3. Grupos funcionais do fitoplâncton
A abordagem dos grupos funcionais de Reynolds (Reynolds, 1997; 2006) pode ser útil
para descrever a comunidade durante diferentes fases de estabilidade física (Huszar et al.,
2003). Nesse sentido, essa abordagem foi usada para descrever a ecologia do fitoplâncton no
RDB. Foram registrados sete grupos funcionais, dos quais três reúnem cianobactérias, dois
reúnem desmídias, um engloba clorofíceas cocóides e outro, dinoflagelados.
O grupo N tende a estar presente no epilímnio de lagos estratificados e águas mais
eutróficas, dependendo do regime de mistura. A presença de desmídias associadas a esse
grupo ainda está sendo investigada (Reynolds et al., 2002). Pequenas desmídias (< 15 μm)
encontradas no RDB foram inseridas não no grupo N, mas no grupo X
3
, que reúne espécies
eucarióticas picoplanctônicas características de camadas d’água claras, rasas e turbulentas. No
RDB, os grupos N (Staurodesmus indentatus var. rectangularis e Staurastrum tetracerum) e
X
3
(Actinotaenium perminutum, Cosmarium asphaerosporum var. strigosum, C.
papekuilense, Staurodesmus crassus e Staurodesmus spp.) foram selecionados em condições
de estabilidade física da coluna d’água e ocorrência de atelomixia, concentrações baixas de
52
nutrientes e pH levemente ácido (X
3
), características registradas principalmente nos meses de
verão e outono.
O grupo S
1
, que reúne cianobactérias filamentosas adaptadas à reduzida luminosidade,
foi descrito para águas turvas, turbulentas, rasas e ricas em nutrientes e, nesse estudo, foi
representado por Pseudanabaena moniliformis, Limnothix redekey, L. bicudoi e Planktothrix
isothrix. Cylindrospermopsis foi colocada no grupo S
n
devido mais ao seu baixo requerimento
por luz, do que sua capacidade de fixar nitrogênio (Padisák & Reynolds, 1998). No RDB,
esses grupos funcionais que reúnem cianobactérias filamentosas foram selecionados em
condições de maior turbidez e menor luminosidade. O grupo Limnothrix, Cylindrospermopsis
e Planktolyngbya, presente no RDB em biomassas relativamente baixas, é comum em lagos
eutróficos e hipertróficos (Fabbro & Duivenvoorden, 2000) e foi registrado tanto em sistemas
temperados (Naselli-Flores & Baroni, 2000) como tropicais (Bormans et al., 2005).
O grupo L
o
, com algas grandes e móveis, é característico de lagos mesotróficos
estratificados. Segundo Reynolds et al. (2002), os grupos L ainda precisam ser revistos. No
RDB, o grupo L
o
esteve representado por Peridinium umbonatum, que se desenvolveu no
epilímnio após o período de circulação, com pequena contribuição para a biomassa total,
provavelmente associado à ressuspensão do sedimento.
O grupo J reúne clorofíceas cocóides sem mucilagem, características de sistemas rasos
e ricos em nutrientes, e foi representado nesse estudo por Desmodesmus bicaudatus e
Oocystis lacustris que cresceram em concentrações mais elevadas de nutrientes após o
período de circulação.
Em síntese, os dados do RDB corroboram a idéia de que a abordagem dos grupos
funcionais se aplica bem a um reservatório tropical meso-eutrófico, onde a dinâmica da
comunidade fitoplanctônica é controlada principalmente por fatores alóctones, como a
estrutura física da coluna d’água, regulada pelas condições climáticas. Fatores autóctones, tais
como a competição ou a predação parecem desempenhar um papel secundário na regulação da
dinâmica do fitoplâncton no RDB.
4.3.4 Cultivos e bioensaios com as cepas de C. raciborskii
C. raciborskii é conhecida por tolerar baixa intensidade luminosa em condições
naturais (Padisák, 1997). Porém, em condições de cultivo, o crescimento dessa cianobactéria é
positivamente influenciado por maiores intensidades luminosas, como demonstrado por
Carneiro (2005). Esse autor encontrou maiores e menores taxas de crescimento sob
intensidades luminosas de 100 e 40 μmoles fótons.m
-2
.s
-1
, respectivamente. Nossos resultados
53
mostraram maiores taxas de crescimento que os de Saker et al. (1999) para duas cepas
hepatotóxicas isoladas de um reservatório tropical na Austrália, em condições semelhantes de
cultivo. As taxas de crescimento obtidas nesse estudo estão de acordo com as citadas na
literatura para cianobactérias filamentosas heterocitadas ou não (0,31 a 1,56, Reynolds, 1984),
em condições de cultivo com temperaturas de 20 a 25
o
C e sob saturação luminosa.
A adaptação das espécies fitoplanctônicas à luz implica em mudanças no conteúdo
celular de clorofila (Darley, 1982). A queda no conteúdo de clorofila a indica que a
intensidade luminosa utilizada nos cultivos foi mais que suficiente para o crescimento de C.
raciborskii, o que poderia indicar uma baixa tolerância a intensidades luminosas altas
(Padisák, 1992). Em experimentos com cultivos de C. raciborskii variando-se a intensidade
luminosa, realizados por Carneiro (2005), foi encontrada uma relação inversa entre o
incremento de clorofila a e a intensidade luminosa. Segundo Darley (1992), não há aumento
no conteúdo de clorofila a quando a energia é suficiente para a manutenção do metabolismo
celular. Então nossos resultados indicam que em condições naturais, a luz poderia ser um
fator limitante para o crescimento de C. raciborskii.
Os efeitos tóxicos causados por C. raciborskii em bioensaios com injeção
intraperitoneal em camundongos são relacionados principalmente à danos hepáticos. Nos
experimentos realizados por Seawright et al. (1999), doses orais de 0,2 a 6,8 mg kg
-1
de
extratos de culturas de C. raciborskii, produtora de cilindrospermopsina, foram suficientes
para causar óbito num intervalo de dois a cinco dias, com necrose hepática e lesões extra-
hepáticas, envolvendo esôfago, rins, timo e coração. Resultados semelhantes foram obtidos
por Falconer et al. (1999) através de bioensaios com doses intraperitoneais de extratos de
culturas de C. raciborskii, produtora de cilindrospermopsina. Segundo esses autores, a rota de
administração dos extratos tóxicos não diferencia o padrão de danos histológicos, embora a
toxicidade oral seja mais baixa. Os bioensaios realizados nesse estudo, com administração de
extratos de C. raciborskii, não mostraram efeito tóxico num período de oito dias. A maioria
das cepas isoladas no Brasil tem se mostrado produtoras de saxitoxinas.
Em testes de ELISA, também não foram detectadas concentrações de microcistinas.
Esses resultados, porém, não nos permite afirmar que não existam cepas tóxicas de
cianobactérias no reservatório Duas Bocas. Os fatores que controlam o crescimento e regulam
a produção de toxinas em cepas de cianobactérias ainda são desconhecidos. A ocorrência de
cepas tóxicas tem sido relacionada à crescente eutrofização artificial dos corpos d’água
(Codd, 2000), porém, não é uma conseqüência direta da eutrofização (Reynolds, 2006).
Florações tóxicas de cianobactérias têm sido registradas em reservatórios inseridos em bacias
54
preservadas na Austrália e em lagos oligotróficos alpinos na Suíça (Chorus & Bartram, 1999).
Desse modo, em função da densidade e biomassa de cianobactérias encontradas no RDB, faz-
se necessário o monitoramento semanal de cianobactérias e cianotoxinas para que sejam
tomadas medidas que garantam a qualidade da água para consumo humano.
55
5 Capítulo 3: “Respostas do fitoplâncton ao enriquecimento por nutrientes em diferentes
escalas de tempo em um reservatório de abastecimento público (Sudeste do Brasil)”
5.1 Material e Métodos
5.1.1 Desenho experimental e amostragem
O experimento foi desenvolvido na região lacustrina do RDB (z = 6 m), próximo à
torre de captação de água (figura 5.1), durante quatro semanas (23 de setembro a 27 de
outubro de 2003), ainda na estação seca. Nove mesocosmos em forma de cilindro foram
confeccionados com plástico polietileno transparente (0,2 mm), tendo 1 m de diâmetro e 3,5
m de comprimento (alcançando a profundidade da zona eufótica), fechados no fundo e com
volume estimado de 2.700 L, de acordo com o modelo proposto por Arcifa & Guanoni
(2003). Os mesocosmos foram instalados in situ e preenchidos com água da zona eufótica,
através de descida e subida vertical na coluna d’água.
Três mesocosmos serviram como controle (C) e nos outros seis, foram adicionados
nutrientes conforme se segue (tabela 1): em três mesocosmos foram adicionados fosfato (P
PO
4
-
), nitrato (N NO
3
-
) e amônio (N NH
4
+
56
Tabela 5.1: Concentrações de nutrientes em cada adição e em cada tratamento durante o
experimento de enriquecimento artificial, realizado em setembro e outubro de 2003, no
reservatório Duas Bocas, Espírito Santo (C: controles, SE: eutrofização curta; LE:
eutrofização longa).
Reagentes
Concentração/dia (μM)
Tratamento
Concentração total (μM)
KH
2
PO
4
0 C 0
1,7 SE 5
0,7 LE 5
NH
4
Cl 0 C 0
7,3 SE 22
3,1 LE 22
NaNO
3
0 C 0
35,7 SE 107
15,3 LE 107
Figura 5.1: Vistas parciais do reservatório Duas Bocas, mostrando os mesocosmos (a, b)
próximos à torre de captação de água (c) e a amostragem (d).
5.1.2 Análise das amostras
As metodologias para determinação das concentrações de nutrientes e de clorofila a e
da razão N/P foram as mesmas descritas no item 3.1.3. exceto silicato solúvel reativo, que não
foi analisado nesse trabalho.
57
Para determinação da biomassa fitoplanctônica, da riqueza e diversidade de espécies e
dos grupos funcionais do fitoplâncton, as metodologias foram as mesmas descritas no item
4.1.3.
5.1.3 Análise dos dados
O teste não paramétrico de Kruskal Wallis foi aplicado para testar se existiram
diferenças entre os tratamentos para todas as variáveis analisadas. Os dados foram
logaritmizados e as diferenças foram consideradas significativas com p < 0,05.
5.2 Resultados
As figuras apresentadas estão com texto em inglês, pois os artigos já estão formatados
para publicação em periódicos internacionais.
5.2.1 Variáveis ambientais
Os resultados das variáveis ambientais nos tratamentos não foram significativamente
diferentes dos obtidos no reservatório (p < 0,05). A temperatura média da água nos
mesocosmos foi de 25,6 ºC, similar aos mesocosmos controles e o reservatório (figura 5.3,
tabela 5.2). A temperatura aumentou para 27,5 ºC até o 16
o
dia, com um decréscimo entre o 7
o
e o 13
o
dia, provavelmente associado à passagem de frente fria com chuvas fortes, como
mostram os resultados de temperatura do ar e pluviosidade durante o período experimental
(figura 5.2).
58
Tabela 5.2: Valores médios (desvio-padrão entre parênteses) das variáveis ambientais
registradas nos mesocosmos e no reservatório (SE: eutrofização curta; LE: eutrofização
longa).
Variável Reservatório Controle SE LE n total
Temperatura da água (ºC) 25,5 25,6 (0,1) 25,6 (0,1) 25,5 (0,2) 90
pH 8,7 8,6 (0,2) 8,8 (0,1) 8,9 (0,1) 90
Condutividade (μS cm
-1
)
44,1 46,3 (2,4) 47,0 (1,3) 45,9 (0,6) 90
Transparência (m) 0,9 0,9 (0) 0,8 (0) 0,8 (0,1) 90
Turbidez (UNT) 4,8 4,6 (0,4) 4,8 (0,3) 4,8 (0,3) 90
N NH
4
+
(μM)
8,2 8,7 (0,2) 9,5 (0,3) 10,5 (0,4) 90
N NO
2
-
(μM)
1,9 2,3 (0) 2,1 (0) 2,1 (0) 90
N NO
3
-
(μM)
2,3 2,8 (1,0) 2,8 (0,8) 2,5 (0,9) 90
NID (μM)
3,3 3,6 (0,6) 3,6 (1,3) 3,4 (0,9)
90
FSR (μM)
8,6 10,5 (0,1) 11,4 (0,2) 11,0 (0,1) 90
Fósforo total (μM)
1,3 1,2 (0,3) 1,8 (0,8) 1,6 (0,6) 90
N/P (atômica) 13,9 11,2 (2,3) 12,0 (2,8) 11,9 (2,4) 90
Clorofila a (μg L
-1
)
15,3 12,0 (1,3) 20,4 (2,2) 19,1 (2,4) 90
Figura 5.2: Variação na temperatura do ar (
o
C) e na pluviosidade (mm) durante o período
experimental (os números próximos à linha pontuada representam os dias amostrais).
59
Figura 5.3: Variação na temperatura da água (
o
C) no reservatório e nos mesocosmos durante
o período experimental.
No primeiro dia do experimento, o pH apresentou valores próximos ao neutro e, a
partir do 4º dia, foram registradas condições alcalinas (figura 5.4 a). A mesma tendência de
aumento foi observada para a condutividade elétrica, exceto nos mesocosmos controle, onde
um decréscimo ocorreu entre o 4º e o 16º dia (figure 5.4 b). Os mesocosmos SE apresentaram
valores elevados de condutividade, alcançando 53 μS cm
-1
no 16º dia. A turbidez mostrou
também uma tendência de aumento ao longo do experimento, bem como queda na
transparência da água, como era esperado. Valores ligeiramente mais elevados foram
observados nos mesocosmos enriquecidos (SE e LE) (figura 5.4 c-d, tabela 5.2).
Os valores médios de nitrogênio inorgânico dissolvido (NID) nos mesocosmos
enriquecidos (3,5 μM) foram similares aos encontrados no reservatório e controles (3,4 μM).
NID foi representado principalmente pelo nitrato, cuja concentração média nos mesocosmos
enriquecidos foi de 2,6 μM. Concentrações decrescentes foram registradas até o 7º dia,
chegado a 0,7 μM (figura 5.5 b), então os valores aumentaram chegando até 4,9 μM no 19º
dia.
As concentrações médias de amônio nos mesocosmos enriquecidos e nos controles
foram de 0,8 e 0,6 μM, respectivamente. Nos primeiros dias do experimento, as concentrações
de amônio nos mesocosmos enriquecidos foram menores que nos controles e no reservatório
(figura 5.5 c). No 10º dia, esses valores nos mesocosmos SE e LE (média de 0,5 μM) foram
similares aos do reservatório e depois aumentaram até o 16º dia. A partir do 19º dia, as
60
concentrações de amônio nos mesocosmos controle diminuíram e nos enriquecidos
aumentaram chegando a 1,4 μM nos mesocosmos SE e 1,6 μM nos mesocosmos LE, ao final
do experimento.
Os teores de fosfato solúvel reativo (FSR) apresentaram uma variação elevada ao
longo do experimento. Em geral, uma tendência de maiores valores nos mesocosmos
enriquecidos foi observada (média de 0,4 μM). Nos primeiros dias, concentrações
decrescentes de FSR foram registradas nos mesocosmos LE então aumentaram entre o 7º e o
19º dia, exceto no 16º dia, quando os valores estiveram maiores nos mesocosmos SE (0,7 μM)
(figura 5.5 d).
Os valores médios de fósforo total nos mesocosmos enriquecidos e nos controles
foram de 1,7 e 1,2 μM, respectivamente. Foram observadas diferenças ao longo do
experimento entre os mesocosmos SE e LE, notadamente após o 10º dia, quando os
mesocosmos SE apresentaram concentrações 17,7 % maiores que os mesocosmos LE, em
média, embora não significativamente diferentes (p < 0,05). No 19º dia, o teor de fósforo total
esteve bem mais elevado nos mesocosmos LE, chegando a 3,6 μM, depois a concentração
decresceu (figura 5.6 a). As concentrações de clorofila a também foram maiores nos
mesocosmos enriquecidos (figura 5.6 b e tabela 5.2). Porém, a falta de alguns dados de
clorofila a devidos a problemas técnicos, não nos permitem inferências conclusivas. Os
valores das razões N/P tiveram variação similar no reservatório, nos controles e nos
mesocosmos enriquecidos (figura 5.6 c). Valores mais elevados, principalmente no
reservatório, foram registrados após a ocorrência de chuvas, coincidindo com concentrações
mais elevadas de nitrato (figuras 5.2 e 5.5 b).
61
Figura 5.4: Variação nos valores de pH (a), condutividade elétrica (b), turbidez (c) e
transparência (d) no reservatório e nos mesocosmos durante o período experimental.
62
Figura 5.5: Variação nas concentrações de N NO
2
-
(a), N NO
3
-
(b), N NH
4
+
(c) e FSR (d) no
reservatório e nos mesocosmos durante o período experimental.
63
Figura 5.6: Variação nas concentrações de fósforo total (a), clorofila a (b) e razão N/P (c) no
reservatório e nos mesocosmos durante o período experimental.
64
5.2.2 Respostas da comunidade fitoplanctônica
A biomassa fitoplanctônica apresentou valores médios de 9,8 mg L
-1
nos
mesocosmos SE, 9,0 mg L
-1
nos mesocosmos LE, 9,1 mg L
-1
nos controles e 7,9 mg L
-1
no reservatório. Apesar de não terem sido encontradas diferenças significativas (p <
0,05) entre os mesocosmos controle e os enriquecidos, foram notadas algumas
tendências. Nos mesocosmos LE, a biomassa aumentou de 9,8 a 12 mg L
-1
até o 10º dia
do experimento, enquanto nos mesocosmos SE um aumento de 9,8 a 13,3 mg L
-1
ocorreu entre o 16º e o 19º dia (figura 5.7). Nos controles, a biomassa foi reduzida de
9,8 a 8,3 mg L
-1
até o 9º dia, similar à variação encontrada no reservatório.
Figura 5.7: Variação na biomassa total do fitoplâncton no reservatório e nos
mesocosmos durante o período experimental.
Considerando os grupos funcionais do fitoplâncton, as espécies mais abundantes
(> 5 % da biomassa fitoplanctônica), foram inseridas em seis grupos (tabela 5.3). Os
grupos que apresentaram biovolumes > 40 % reuniram desmídias (grupos X
3
e N) e
cianobactérias (grupos S
1
e S
n
). No início do experimento, os grupos funcionais do
fitoplâncton tiveram riqueza e diversidade similares nos tratamentos e no reservatório.
Em geral, a riqueza e a diversidade apresentaram um decréscimo com o aumento das
concentrações de nutrientes. Embora não estatisticamente diferente, a riqueza diminuiu
de 31 para 19 nos controles, de 31 para 18 nos mesocosmos SE, 28 para 15 nos
mesocosmos LE e de 31 para 15 no reservatório. Variação similar foi observada para os
valores de diversidade. Nos controles e no reservatório, a diversidade foi reduzida em
65
27 %, de 4 para 2,9 bits ind
-1
, e nos mesocosmos enriquecidos, uma redução de 29 % (4
para 2,8 bits ind
-1
) foi observada, em média (figura 5.8).
Tabela 5.3: Contribuição media (%) dos grupos funcionais do fitoplâncton (GF) para a
biomassa total nos mesocosmos e no reservatório (SE: eutrofização curta; LE:
eutrofização longa).
Táxon GF Reserv. Controle SE LE
66
No início do experimento, o fitoplâncton nos mesocosmos controle, nos enriquecidos
e no reservatório era dominado por desmídias picoplanctônicas (grupo funcional X
3
) e
nanoplanctônicas (grupo N), contribuindo com 50 % da biomassa total (5 mg L
-1
), seguidas
das cianobactérias (grupos funcionais S
1
e S
n
, 26 % da biomassa - 2,6 mg L
-1
), clorofíceas
cocóides (grupo J, 23 % da biomassa - 2,3 mg L
-1
) e criptofíceas (0,4 % da biomassa - 0,04
mg L
-1
). Dentre as desmídias, Actinotaenium perminutum (9 %) Cosmarium papekuilense (8
%), C, asphaerosporum var, strigosum (7 %) e Staurodesmus cf, pachyrhynchus (7 %) foram
as principais espécies, todas inseridas no grupo X
3
, que está entre as associações oligotróficas,
de algas em águas claras com baixas concentrações de fósforo e pH ácido (Reynolds et al.,
2002).
As adições de nutrientes tiveram efeitos significativos somente sobre o crescimento
das desmídias, quando comparados os controles e o reservatório aos mesocosmos
enriquecidos. Entretanto, comparando-se os mesocosmos SE e LE, não foram encontradas
diferenças significativas (p < 0,05). A partir do 4º dia, as desmídias sofreram uma redução
acentuada nos controles, no reservatório, nos mesocosmos SE e, menos pronunciadamente,
nos mesocosmos LE.
Nos mesocosmos controle, as cianobactérias tornaram-se dominantes a partir do 4º dia
até o final do experimento, alcançando 66 % da biomassa (5,7 mg L
-1
) no 19º dia (figura 5.9).
A biomassa de desmídias foi reduzida de 24 para 17 % entre o 4º e o 16º dia e então,
aumentou para 31 % até o 22º dia. Uma variação similar foi observada no reservatório, mas
com contribuição das desmídias menor que 18 % para a biomassa até o final do experimento
(figura 5.9).
Nos mesocosmos SE, do 4º dia até o final do experimento, as cianobactérias foram o
grupo predominante (48 % da biomassa, em média), alcançando um máximo de 62 % (6 mg
L
-1
) do 7º até o 10º dia (figura 5.9), coincidindo com baixas concentrações de FSR e amônio e
pH > 9. As principais espécies foram Cylindrospermopsis raciborskii (S
n
, 18 %),
Pseudanabaena moniliformis (S
1
, 13 %), e Limnothrix bicudoi (S
1
, 5 %), cujos grupos
funcionais incluem espécies tolerantes a baixas intensidades luminosas (Reynolds, 1997;
Reynolds et al., 2002). Entre o 10º e o 19º dia, a biomassa das desmídias aumentou
alcançando 43 % (5,8 mg L
-1
), enquanto as cianobactérias diminuíram para 36 % (3 mg L
-1
).
O mesmo padrão foi observado para os mesocosmos LE, mas o crescimento das
cianobactérias foi 18,6 % maior que nos mesocosmos SE entre o 7º e o 13º dia, embora não
estatisticamente diferente (p < 0,05). As cianobactérias permaneceram como o principal grupo
até o final do experimento (figura 5.9).
67
Considerando os grupos funcionais do fitoplâncton, mudanças qualitativas foram
observadas ao longo do experimento. Nos mesocosmos controle, a predominância de
pequenas desmídias X
3
foi substituída por cianobactérias filamentosas não heterocitadas do
grupo S
1
(P, moniliformis, L, bicudoi e Limnothrix sp,) e uma heterocitada S
n
(C, raciborskii),
até o 16º dia do experimento. Após o 16º dia, os grupos S
1
e S
n
diminuíram e uma
cianobactéria cocóide picoplanctônica do grupo Z (Synechococcus capitatus) predominou nos
mesocosmos controle (figura 5.10).
Nos mesocosmos SE, as desmídias X
3
foram substituídas por C, raciborskii (S
n
) e
cianobactérias não heterocitadas (S
1
) até o 10º dia, e então cresceram novamente, após um
evento de fortes chuvas (figura 5.2), predominando até o final do experimento (figura 5.10). A
população de C, raciborskii cresceu até o 7
o
dia, coincidindo com baixas concentrações de
amônio, e então, decresceu até o final do experimento. O mesmo padrão foi observado nos
mesocosmos LE, mas uma crescente contribuição de Synechococcus capitatus (Z) foi
observada até o 19º dia. C. raciborskii teve um crescimento menos pronunciado que nos
mesocosmos SE, mas manteve o crescimento até o 10º dia (figura 5.10). Após o 10º dia,
houve um decréscimo nas populações das cianobactérias S
1
e S
n
, coincidindo com um
aumento das desmídias X
3
e um decréscimo no pH e nas concentrações de FSR (figuras 5.4 a
e 5.5 d).
68
Figura 5.9: Variação na biomassa das principais classes fitoplanctônicas no reservatório e nos
mesocosmos durante o período experimental.
69
Figura 5.10: Variação da porcentagem de contribuição dos principais grupos funcionais do
fitoplâncton para a biomassa total, no reservatório e nos mesocosmos durante o período
experimental.
70
5.3 Discussão
O crescimento do fitoplâncton no reservatório Duas Bocas esteve limitado por
nitrogênio durante todo o estudo e também por fósforo durante o período de estratificação
térmica, que abrangeu meses da primavera, verão e outono. Embora o RDB tenha sido
considerado eutrófico, de acordo com os critérios de Vollenweider & Kerekes (1980), ou
mesotrófico, segundo os de Salas & Martino (1991), a limitação por nutrientes tem forte
influência no crescimento do fitoplâncton. Antes da instalação dos mesocosmos, o
reservatório apresentava condições mesotróficas. Os baixos teores de FSR e NID observados
nos mesocosmos enriquecidos refletiram a rápida absorção pelo fitoplâncton e a importância
da limitação por nutrientes no reservatório, o que causou uma resposta positiva do
fitoplâncton à adição de nitrogênio e fósforo. Em geral, os valores de biomassa
fitoplanctônica nos mesocosmos controle e no reservatório foram menores que nos
mesocosmos enriquecidos, como mostrado pela variação da clorofila a (figura 5.6 b). O
mesmo padrão de variação da biomassa fitoplanctônica foi observado nos controles e no
reservatório, o que indica que o isolamento da água nos mesocosmos controles não teve efeito
suficiente para diferenciá-los do reservatório.
No tratamento de eutrofização longa (LE), a resposta do fitoplâncton ao
enriquecimento foi mais rápida (nos primeiros 10 dias) que no tratamento de eutrofização
curta (SE), onde a resposta foi clara somente após o 16º dia do experimento. As concentrações
de nutrientes adicionadas no mesocosmos SE foram duas vezes maior em cada adição que as
dos mesocosmos LE, o que pode ter causado um estresse fisiológico ao fitoplâncton devido às
novas condições químicas da água (Romo & Villena, 2005), resultando num maior tempo de
adaptação às condições eutróficas e numa resposta de crescimento mais lenta.
A estrutura da comunidade fitoplanctônica é influenciada pelas concentrações de
nutrientes e também pela predação pelo zooplâncton, entre outros fatores (Romo & Villena,
2005). Em lagos muito ricos em nutrientes, o fitoplâncton pode ser mais sensível às mudanças
nas populações de predadores que nas concentrações de nutrientes (Lynch & Shapiro, 1981).
Cotthingham et al. (1997), comparando o crescimento do fitoplâncton em experimentos de
enriquecimento, encontrou aumentos na biomassa muito menores em mesocosmos com
populações de zooplâncton presentes e concluiu que nesses mesocosmos o zooplâncton
influenciou claramente na resposta do fitoplâncton ao enriquecimento. Por outro lado,
incrementos pequenos de biomassa em experimentos de enriquecimento, e mesmo declínios
na biomassa, podem ser devido aos mesocosmos estarem isolados das fontes de nutrientes
provenientes da bacia de drenagem (Schindler, 1998).
71
Além disso, é importante considerar a entrada de nutrientes com a pluviosidade. Nesse
estudo, as maiores razões N/P foram observadas logo após eventos de fortes chuvas, o que
indica a entrada de nitrogênio, como mostra a variação nas concentrações de nitrato. O
aumento subseqüente na biomassa fitoplanctônica no reservatório e nos controles nos leva a
concluir que o regime climático é um fator chave na regulação do desenvolvimento do
fitoplâncton. A contribuição externa de nutrientes, principalmente fósforo, via pluviosidade
(Kim et al., 2007) e via deposição atmosférica (Hessen et al., 2006) tem sido relacionada
como fontes importantes para o crescimento do fitoplâncton.
Nossos dados de diversidade do fitoplâncton, sob condições ricas em nutrientes,
parecem não estar de acordo com a teoria da competição-recurso proposta por Tilman
(Tilman, 1977), a qual diz que uma diversidade elevada ocorre sob condições limitantes de
recursos. Isso parece acontecer no reservatório, onde, em condições de baixos teores de
nutrientes, uma maior diversidade de espécies fitoplanctônicas foi observada. Embora a
diversidade tenha diminuído com o aumento da concentração de nutrientes, como esperado e
já registrado para reservatórios e lagos brasileiros (Huszar et al., 1998), a diversidade foi
maior nos mesocosmos enriquecidos, especialmente a partir do 16º dia do experimento,
quando comparada aos mesocosmos controle e ao reservatório. Considerando que alta
diversidade é representada por H > 2,5 bits ind
-1
(Krebs, 1989), nossos dados apresentaram
elevada diversidade durante todo o período experimental. A partir do 16
o
dia, os mesocosmos
enriquecidos apresentaram maior diversidade (> 3,5 bits ind
-1
) que controles e reservtório,
coincidindo com teores de nutrientes maiores que 0,3 μM de FSR e 3,7 μM de NID.
A adição de concentrações elevadas de nutrientes em menor tempo (tratamento SE)
bem como de concentrações mais baixas em maior tempo (tratamento LE) causaram,
inicialmente, a substituição das desmídias, características por crescerem em águas
oligotróficas, pelas cianobactérias. Esse grupo é conhecido pela sua abundância em águas
eutróficas, em condições de baixos teores de CO
2
e pH alcalino, temperatura elevada, baixas
razões N/P e baixas concentrações de NID (Paerl 1988; Paerl & Fulton, 2006; Shapiro, 1990;
Blonqvist et al., 1994; Huszar et al., 2000; Dokulil & Teubner, 2000; Reynolds, 2006).
Apesar dessa relação com águas eutróficas, a dominância das cianobactérias tem sido
registrada em vários níveis de nutrientes, em experimentos de enriquecimento artificial
(Romo & Villena, 2005). Já foi registrada também a substituição das cianobactérias pelas
clorofíceas em condições eutróficas experimentais (Jensen et al., 1994; Gomes, 2005).
Nesse estudo, as cianobactérias mostraram uma rápida resposta de crescimento ao
enriquecimento com nutrientes, pois substituíram as desmídias em todos os tratamentos.
72
Porém, houve uma diferenciação na seleção de espécies ao longo do experimento, devido ao
enriquecimento e mesmo somente pelo isolamento da água. No reservatório, foi observado
um aumento nas populações de C. raciborskii (S
n
) e S. capitatus (Z), que predominaram
durante todo o período, exceto por um decréscimo de S. capitatus entre o 10
o
e o 16º dia,
coincidindo com uma queda na transparência da água após as chuvas. Algas picoplanctônicas
do grupo funcional Z são características por crescerem em águas claras pobres em nutrientes e
são sensíveis à limitação por luz (Reynolds, 1997; Reynolds et al., 2002). Pseudanabaena
moniliformis e Limnothrix bicudoi (ambas S
1
), que são tolerantes à baixa intensidade
luminosa, cresceram pouco até o 13º dia, mas mais pronunciadamente após períodos de
chuvas. Nos controles, as cianobactérias S
1
e S
n
cresceram em detrimento das desmídias e
predominaram até o 16º dia. Essa condição diferencial indicou que o aprisionamento da água
influenciou a seleção de algumas espécies, mas não no grupo como um todo.
Nos mesocosmos SE, o crescimento de C. raciborskii (S
n
) até o 7º dia, quando foi
mais pronunciado, mas não estatisticamente significante (p < 0,05), pôde ser associado a
temperaturas mais elevadas e à absorção de amônio. Em condições experimentais, Burford et
al. (2006) encontraram as maiores taxas de absorção de amônio por C. raciborskii em
temperaturas mais elevadas. O sucesso dessa espécie em vários sistemas aquáticos tem sido
relacionado à sua habilidade de absorver amônio em baixas concentrações (Padisák, 1997;
Marinho & Huszar, 2002; Burford et al., 2006). Porém, nossos resultados parecem não refletir
essa relação, pois o crescimento de C. raciborskii foi mais pronunciado nos mesocosmos SE,
onde as concentrações totais de nutrientes foram adicionadas até o 7º dia do experimento. Por
outro lado, o crescimento decresceu a partir do 10º dia, quando concentrações crescentes de
amônio foram detectadas (> 0,6 μM).
As populações de P. moniliformis e L. bicudoi (S
1
) aumentaram com concentrações
crescentes de nutrientes em ambos os tratamentos de enriquecimento (> 5,1 N e 0,4 P). Essas
cianobactérias filamentosas que se adaptam à variação de luz crescem em ambientes com
baixa luminosidade porque são consideradas boas antenas de luz (Reynolds, 1997). De fato,
nossos resultados mostram uma relação inversa entre o desenvolvimento do grupo funcional
S
1
e a transparência e turbidez da água. Um aumento crescente nas populações de P.
moniliformis e L. bicudoi foi observado até o 10º dia em ambos os tratamentos enriquecidos,
quando valores de turbidez crescentes e declínio na transparência da água foram registrados.
A variação nessas características físicas da água foi diferente nos mesocosmos SE e LE, o que
causou uma diferenciação no padrão de crescimento das populações de cianobactérias. Nos
mesocosmos SE, um aumento acentuado na transparência da água a partir do 13º dia coincidiu
73
com declínio nas populações de P. moniliformis e L. bicudoi (S
1
) (figuras 5.4 d e 5.10). Nos
mesocosmos LE, baixos valores de transparência entre o 10º e o 19º dia, coincidiram com
novos aumentos na biomassa dessas espécies.
Pádisák & Reynolds (1998) registraram dominância de Planktothrix, Limnothrix e
Pseudanabaena sobre espécies fixadoras de nitrogênio coincidindo com crescentes valores da
razão N/P. Nesse estudo, a razão N/P esteve menor que a razão de Redfield (16: 1, Redfield,
1958) na maior parte do período experimental. Aumentos nessa razão nos mesocosmos
controle e nos enriquecidos foram relacionados à entrada de chuvas (figuras 5.2 e 5.6 c). No
reservatório, esse aumento mais acentuado (N/P < 30) foi devido, provavelmente, à entrada de
nitrogênio do metalímnio por atelomixia, associada à passagem de frentes frias, como
discutido no capítulo 1. A variação nas razões N/P não foram decisivas na seleção de espécies
durante esse experimento. Reynolds (1999) sugeriu que o sucesso de espécies em
experimentos de enriquecimento é determinado pela disponibilidade de cada nutriente e não
das razões N/P. Se as concentrações estão acima da constante de semi-saturação para
absorção (K
m
), então não existe limitação. Assim, o crescimento do fitoplâncton é
proporcional à concentração do nutriente adicionado e não à razão entre os nutrientes e, logo,
não tem influência na determinação da associação de espécies fitoplanctônicas (Marinho &
Azevedo, 2007). Então, a razão N/P não representa um fator regulador do desenvolvimento
das populações algais, como alguns autores (Smith, 1983; Bulgakov & Levich, 1999; Kim et
al., 2007) tem sugerido.
Sob condições ricas em nutrientes, em ambos os mesocosmos enriquecidos, as
desmídias foram substituídas pelas cianobactérias até o 10º dia, então voltaram a crescer. Essa
flutuação entre desmídias e cianobactérias tem sido observada naturalmente no RDB
(Delazari-Barroso et al., 2007). A substituição das desmídias por florações de cianobactérias
tem sido relacionada a mudanças no estado trófico de lagos derivadas da entrada de nutrientes
relacionados às atividades antrópicas (Brook, 1965). Entretanto, experimentos de
enriquecimento artificial indicam que somente o aumento dos nutrientes não necessariamente
causa mudanças na composição do fitoplâncton, mas pode causar um aumento na abundância
de uma ou mais espécies (Henriques & Ibañez, 1988). A dominância de clorofíceas também
tem sido registrada em experimentos de enriquecimento (Jensen et al., 1994). Gomes (2005)
registrou uma redução nas populações de desmídias e de cianobactérias e um aumento nas
populações de clorofíceas cocóides, em condições experimentais de enriquecimento em um
reservatório oligotrófico no Brasil. Rejmánková & Komárkova (2005) relataram que
condições de enriquecimento por fósforo resultaram em um aumento dramático nas
74
populações de algas verdes, incluindo desmídias dos gêneros Cosmarium, Staurastrum e
Gonatozygon, que são indicativas de condições mais eutróficas. Nesse estudo, as desmídias
decresceram inicialmente e voltaram a crescer sob maiores concentrações de nutrientes, após
o 10º dia. De acordo com Brook (1965), 59 % das espécies de desmídias são mais freqüentes
em águas oligotróficas, embora sejam encontradas em vários níveis de nutrientes (Nygaard,
1949). Espécies de Cosmarium e Stauratrum são mais freqüentes em águas eutróficas. No
distrito de lagos de Windermere, na Inglaterra, as desmídias são encontradas em diversos
níveis tróficos e podem sobreviver mesmo em condições hipertróficas (Pernington, 1943 apud
Brook, 1965).
As pequenas desmídias no RDB (que apresentam tamanho celular menor que o
registrado na literatura; Delazari-Barroso et al., 2007) foram inseridas no grupo funcional X
3
(tabela 5.3). Algas desse grupo funcional estão entre as associações de águas claras
oligotróficas, pobres em fósforo e com baixos valores de pH (e.g. < 8,3) (Reynolds et al.,
2002). Experimentos de enriquecimento artificial em lagos escoceses resultaram no
desaparecimento de desmídias em pH alcalino (Brook, 1965). Nesse estudo, as populações de
desmídias X
3
aumentaram após o 10
o
dia nos mesocosmos enriquecidos coincidindo com um
decréscimo nos teores de FSR (< 0,7 μM) e nos valores de pH (< 9) (figuras 5.5 d e 5.4 a). No
mesmo período, uma variação contrária do pH nos controles e no reservatório resultou na
predominância de cianobactérias S
1
, S
n
e Z (figure 5.10). Esse fato nos leva a supor que o pH
é uma variável importante na seleção das espécies de desmídias no RDB, como discutido por
Moss (1973).
A dominância de clorofíceas em condições de pH alcalinos (> 9) tem sido registrada
(Jeppensen et al., 1990; Gomes, 2005). A entrada de CO
2
atmosférico como sendo a causa
desse sucesso foi discutida por Jensen et al. (1994). Esses autores afirmaram que essa entrada
em lagos rasos é maior por unidade de volume que em lagos profundos. Nesse sentido, é
possível que essa relação seja válida para o RDB, que apresenta uma bacia em forma de U e
profundidade média de 4 m, logo, essa fonte externa de carbono pode manter o
desenvolvimento das desmídias em altos valores de pH.
Outra possível influência no crescimento das desmídias nesse estudo é a relação da
temperatura com a taxa de crescimento. Temperaturas crescentes podem aumentar a taxa de
divisão do fitoplâncton (Eppley, 1972) e a taxa de crescimento diminui exponencialmente
com o aumento no tamanho celular (Reynolds, 1984). Assim, no RDB, as pequenas desmídias
provavelmente têm maiores taxas de crescimento que as cianobactérias filamentosas, sob
temperaturas elevadas. O crescimento das desmídias após o 10º dia coincidiu com
75
temperaturas mais elevadas (figura 5.3). Kagami & Urabi (2001) encontraram uma relação
clara entre o tamanho e a taxa de crescimento, sob condições experimentais de
enriquecimento no lago Biwa, e concluíram que baixas temperaturas podem limitar o
crescimento da maioria das espécies fitoplanctônicas do mesmo modo que altas temperaturas
podem aumentar essa taxa.
Em síntese, o enriquecimento de nutrientes no RDB não causou mudanças na
composição específica do fitoplâncton, mas um aumento ou decréscimo na abundância foi
observado. A diversidade diminuiu com o aumento nas concentrações de nutrientes e foi
maior nos mesocosmos enriquecidos do que nos controles e no reservatório. Características
como aumento no pH e na turbidez e diminuição na transparência da água selecionaram
cianobactérias filamentosas. As desmídias responderam significativamente ao
enriquecimento, o que foi relacionado a decréscimos nos valores de pH e a elevadas taxas de
crescimento sob altas temperaturas. A entrada de nutrientes via pluviosidade foi uma fonte
externa importante para o crescimento do fitoplâncton no RDB, que apresentou limitação por
nitrogênio e, eventualmente, por fósforo.
Cabe ressaltar que a diversidade e respostas da comunidade fitoplanctônica no RDB
parecem ser mais complexas e não diretamente dependentes da disponibilidade de nutrientes,
indicando que provavelmente os processos de eutrofização podem não ser “per se”a principal
força determinante da flutuação dessa comunidade.
6 Discussão geral
O reservatório Duas Bocas é um sistema raso que apresenta características tipicamente
lacustres na sua região mais profunda. Os regimes de estratificação e mistura, influenciados
pelas variações climáticas e morfométricas do sistema, são semelhantes a lagos e outros
reservatórios tropicais. O reservatório foi classificado como monomítico quente, apresentando
estratificação térmica de outubro de 2002 a abril de 2003 e circulação nos meses de maio e
junho de 2003, favorecida pelo formato de sua bacia e pelos ventos predominantes NW/SE,
incidindo perpendicularmente ao maior eixo do reservatório (1,607 m), o que diminui a
capacidade de promover a circulação. A ocorrência de atelomixia parece ser característica do
regime de mistura do RDB, associadas à passagens ocasionais de frentes frias causando
turbulência e um aprofundamento da camada de mistura, mas não suficiente para promover a
circulação completa. Esse fenômeno é importante fisicamente, por manter em suspensão no
epilímnio algas imóveis (Barbosa & Padisák, 2002), e quimicamente, por promover o influxo
de nutrientes do metalímnio para as camadas superficiais (Lewis, 1973).
76
A disponibilidade de luz para o fitoplâncton é influenciada pelo regime de mistura,
sendo a razão z
eu
/z
mix
considerada como uma boa estimativa da disponibilidade desse recurso
(Jensen et al., 1994). Durante o período de estratificação térmica (período 1), a razão z
eu
/z
mix
permaneceu maior que 1, indicando uma tendência a não limitação por luz ao crescimento
fitoplanctônico. Essa razão foi reduzida no período 2, quando a circulação da coluna d’água
promoveu um aumento na turbidez, o que pode tornar a luz um recurso limitante.
Períodos longos de estratificação térmica podem levar à depleção do oxigênio
dissolvido no hipolímnio, ocasionando anoxia (Lewis, 2000), como observado no RDB.
Condições de anoxia no hipolímnio, valores elevados de condutividade elétrica e de amônio,
resultado da mineralização da matéria orgânica, foram característicos durante todo o período
1. Essa dinâmica influencia a disponibilidade de nutrientes na coluna d’água e,
consequentemente a biomassa fitoplanctônica, expressa pela clorofila a, o que permite a
classificação trófica do sistema. Vários reservatórios brasileiros são classificados como
eutróficos, considerando as concentrações de fósforo para sistemas tropicais (Salas &
Martino, 1991). O RDB pode ser classificado como eutrófico, segundo os critérios de
Vollenweider & Kerekes (1980), ou como mesotrófico, considerando-se a classificação
trófica para lagos tropicais (Salas & Martino, 1991).
Nos sistemas temperados, o fósforo tem sido considerado como o principal nutriente
limitante (Nürnberg, 1996; Smith, 1997) e nos sistemas tropicais, apesar de dados
relativamente escassos, o nitrogênio é o principal limitante, porém a co-limitação por N e P
pode ocorrer (Talling & Lemoalle, 1998; Lewis, 2000). No RDB, as concentrações reduzidas
de fósforo e nitrogênio indicaram que P foi limitante durante o período 1 e N, durante todo o
período estudado. Nessas condições, a limitação do fitoplâncton resultou em baixos valores de
biomassa (< 8,0 μg L
-1
clorofila a) no período 1.
Um máximo metalimnético de biomassa, composto por Limnothrix, principalmente, e
também Planktothrix e Pseudanabaena, foi associado a elevadas concentrações de fósforo
total e amônio. No período 2, a circulação da coluna d’água distribuiu essa biomassa
verticalmente, embora valores ainda elevados permanecessem no metalímnio.
A dinâmica do fitoplâncton no RDB está relacionada ao padrão de estratificação nos
meses de verão e circulação nos meses de inverno. As desmídias foram o grupo dominante no
epilímnio durante o período de estratificação térmica. Essas algas crescem preferencialmente
em águas oligotróficas e levemente ácidas, mas algumas espécies podem se desenvolver em
águas eutróficas (Reynolds, 1987). A seleção das desmídias no RDB durante a estratificação
esteve associada ao pH levemente ácido, devido a preferência desse grupo em usar o CO
2
77
como fonte de carbono (Happey-Wood, 1988), e às temperaturas elevadas durante os meses
de verão. As condições de estabilidade física da coluna d’água, maior disponibilidade de luz
e concentrações mais baixas de nutrientes, durante o período 1, favoreceram desmídias
nanoplanctônicas como grupo dominante, conseqüentemente a diversidade foi menor nessa
fase.
A ocorrência de atelomixia tem sido considerada como um fator chave na manutenção
de desmídias em ambientes estratificados (Lewis, 1973; Barbosa & Padisák, 2002). A
biomassa crescente de Cosmarium asphaerosporum var. strigosum, C. papekuilense e
Staurodesmus crassus, de novembro a março, pôde estar relacionada à atelomixia parcial
(sensu Barbosa & Padisák, 2002), que traz nutrientes das águas metalimnéticas para a camada
superior (Lewis, 1973).
O fósforo é considerado com um elemento determinante para o crescimento das
desmídias. As espécies de Staurastrum, Staurodesmus e Cosmarium são conhecidas como
dominantes em ambientes pobres em fósforo (Huszar et al., 1998). Os dados desse estudo
mostraram uma associação negativa de Staurastrum tetracerum e Staurodesmus indentatus
var. rectangularis com o fósforo total. A abundância das espécies de Actinotaenium,
Cosmarium e Staurodesmus esteve associada positivamente ao nitrato, considerado limitante
durante todo o estudo, e negativamente ao amônio.
No metalímnio foi registrada uma densa população de Limnothrix bicudoi que
contribuiu com até 95 % para a biomassa total do fitoplâncton. Esses máximos
metalimnéticos tem sido registrados em lagos temperados (Watanabe 1979; Salmaso, 2000) e
tropicais (Reynolds et al., 1983, Hino et al., 1986). No RDB, a distribuição vertical de
Limnothrix esteve associada positivamente ao fósforo total e amônio, mas negativamente com
o pH, Não houve relação das cianobactérias com a razão N/P. A dominância de cianobactérias
coincidiu com concentrações de fósforo < 5,2 μM, acompanhando o limite citado para
cianobactérias (< 26 μM).
No período 2, as cianobactérias substituíram as desmídias em dominância, quando
ocorreram eventos de circulação da coluna d’água, o que não era esperado, pois essas algas
precisam de relativa estabilidade física para desenvolver populações dominantes (Paerl, 1988;
Boland & Griffiths, 1996). O influxo de nutrientes do hipolímnio para as camadas superiores
durante a circulação pôde ter contribuído para o crescimento das cianobactérias nesse período.
A maior turbidez da água e, provavelmente, a menor disponibilidade de luz nesse período,
refletida por menores valores de transparência da água, selecionaram as espécies de
78
Cylindrospermopsis, Limnothrix e Pseudanabaena, que possuem afinidade por luminosidade
baixa (Dokulil & Mayer, 1996; Havens et al., 1998; Reynolds, 2006).
As mudanças climáticas, com a aproximação do outono e inverno, promoveram um
fluxo interno de nutrientes devido à circulação, o que resultou em maior turbidez e menor
luminosidade, selecionando cianobactérias filamentosas e favorecendo o desenvolvimento de
espécies de outros grupos, principalmente clorofíceas cocóides, resultando numa maior
riqueza de espécies e elevada diversidade.
O desenvolvimento de C. raciborskii foi maior no período de circulação, em toda a
coluna d’água, e mostrou uma correlação negativa com a z
eu
e com amônio e positiva com pH
e fósforo total, como era esperado. A biomassa de C. raciborskii alcançou 81 % no limite da
zona eufótica em agosto, logo após o período de circulação, associada a baixos níveis de
nitrato e FSR, mas não de amônio. Foi observada ainda, uma tendência positiva de
crescimento em temperaturas entre 22 e 25 ºC, que é similar à temperatura requerida para
induzir a germinação dos acinetos (Padisák & Reynolds, 1998).
Foram registrados sete grupos funcionais fitoplanctônicos no RDB, dos quais três
reuniram cianobactérias, dois reuniram desmídias, um representou clorofíceas cocóides e
outro, dinoflagelados. As cianobactérias filamentosas não heterocitadas do grupo
Pseudanabaena, Limnothix e Planktothrix estão inseridas no grupo S
1
, que reúne espécies
adaptadas à reduzida luminosidade em águas turvas, rasas e ricas em nutrientes.
Cylindrospermopsis foi colocada no grupo S
n
devido mais ao seu baixo requerimento por luz,
do que sua capacidade de fixar nitrogênio (Padisák & Reynolds, 1998). No RDB, esses grupos
funcionais que reúnem cianobactérias filamentosas foram selecionados em condições de
maior turbidez e menor luminosidade.
As desmídias foram inseridas nos grupos N, caracterizado como presente no epilímnio
de lagos estratificados e águas mais eutróficas, e X
3
, que reúne espécies eucarióticas
picoplanctônicas características de camadas d’água claras, rasas e turbulentas (Reynolds,
2006; Reynolds, et al., 2002). No RDB, os grupos N e X
3
foram selecionados em condições
de estabilidade física da coluna d’água e ocorrência de atelomixia, e concentrações baixas de
nutrientes. Também foram encontrados os grupos funcionais L
o
, representado por Peridinium
umbonatum e J, composto por Desmodesmus bicaudatus e Oocystis lacustris, que se
desenvolveram no epilímnio após o período de circulação, com concentrações mais elevadas
de nutrientes e com pequena contribuição para a biomassa total, e grupo Z, representado por
Synechococcus capitatus.
79
Antes da instalação dos mesocosmos para enriquecimento artificial, o reservatório
apresentava condições mesotróficas. Os baixos teores de FSR e NID observados nos
mesocosmos enriquecidos refletiram a importância da limitação por nutrientes no
reservatório, o que causou uma resposta positiva do fitoplâncton à adição de nitrogênio e
fósforo. Em geral, os valores de biomassa fitoplanctônica nos mesocosmos controle e no
reservatório foram menores que nos mesocosmos enriquecidos, como mostrado pela variação
da clorofila a (figura 5.6 b). Foram registrados também aumentos de biomassa nos controles e
no reservatório logo após eventos de chuva, indicando que o regime climático é um fator
chave na regulação do desenvolvimento do fitoplâncton devido à entrada externa de
nutrientes.
A diversidade do fitoplâncton foi maior nos mesocosmos enriquecidos, evidentemente
a partir do 16º dia do experimento, quando comparada aos mesocosmos controle e ao
reservatório, resultando em elevada diversidade (> 3,5 bits ind
-1
), principalmente após o 16
o
dia, coincidindo com teores de nutrientes maiores que 0,3 μM de FSR e 3,7 μM de NID.
No tratamento de eutrofização longa (LE), a resposta do fitoplâncton ao
enriquecimento foi mais rápida (nos primeiros 10 dias) que no tratamento de eutrofização
curta (SE). As cianobactérias mostraram uma rápida resposta de crescimento ao
enriquecimento com nutrientes, pois substituíram as desmídias, características por crescerem
em águas oligotróficas, pelas cianobactérias, em todos os tratamentos.
No reservatório, foi observado um aumento nas populações de C. raciborskii (S
n
) e S.
capitatus (Z), que predominaram durante todo o período experimental. Algas
picoplanctônicas do grupo funcional Z são características por crescerem em águas claras
pobres em nutrientes e são sensíveis à limitação por luz (Reynolds, 1997; Reynolds et al.,
2002). Pseudanabaena moniliformis e Limnothrix bicudoi (ambas S
1
), que são tolerantes à
baixa intensidade luminosa, cresceram mais pronunciadamente após períodos de chuvas. Nos
controles, as cianobactérias S
1
e S
n
cresceram em detrimento das desmídias e predominaram
até o 16º dia. Essa condição diferencial indicou que o aprisionamento da água influenciou a
seleção de algumas espécies, mas não no grupo como um todo.
Nos mesocosmos SE, o crescimento de C. raciborskii (S
n
) até o 7º dia, pôde ser
associado a temperaturas mais elevadas e à absorção de amônio, pois o sucesso dessa espécie
tem sido relacionado à sua habilidade de absorver amônio em baixas concentrações (Padisák,
1997; Marinho & Huszar, 2002; Burford et al., 2006). O crescimento decresceu a partir do 10º
dia, quando concentrações crescentes de amônio foram detectadas (> 0,6 μM).
80
As populações de P. moniliformis e L. bicudoi (S
1
) aumentaram com concentrações
crescentes de nutrientes em ambos os tratamentos de enriquecimento (> 5,1 N e 0,4 P).
Nossos resultados mostram uma tendência inversa entre o desenvolvimento desse grupo
funcional e a transparência e a turbidez da água. Um aumento crescente nas populações de P.
moniliformis e L. bicudoi foi observado até o 10º dia em ambos os tratamentos enriquecidos,
quando crescentes valores de turbidez e declínio na transparência da água foram registrados.
Nos mesocosmos LE, baixos valores de transparência entre o 10º e o 19º dia, coincidiram com
novos aumentos na biomassa dessas espécies.
Sob condições ricas em nutrientes, em ambos os mesocosmos enriquecidos, as
desmídias foram substituídas pelas cianobactérias até o 10º dia, então voltaram a crescer,
coincidindo com um decréscimo nos teores de FSR (< 0,7 μM) e nos valores de pH (< 9). A
dominância de clorofíceas também tem sido registrada em experimentos de enriquecimento
(Jensen et al., 1994). Rejmánková & Komárkova (2005) relataram que condições de
enriquecimento resultaram em um aumento nas populações de algas verdes, incluindo
desmídias dos gêneros Cosmarium, Staurastrum e Gonatozygon, que são indicativas de
condições mais eutróficas. Segundo Nygaard (1949), espécies de Cosmarium e Stauratrum
são as mais freqüentes em águas eutróficas. Nos controles e no reservatório, uma variação
crescente nos valores de pH, ao contrário da variação nos mesocosmos enriquecidos, resultou
na predominância de cianobactérias S
1
, S
n
e Z, logo, o pH parece ser uma variável importante
na seleção das desmídias no RDB. O crescimento das desmídias também foi relacionado a
temperaturas mais elevadas, o que provavelmente favorece uma maior taxa de crescimento
(Epply, 1972) quando comparado às cianobactérias filamentosas.
7 Conclusões
O reservatório Duas Bocas foi classificado como monomítico quente, apresentando
atelomixia, e como um sistema naturalmente meso-eutrófico, embora co-limitado por
nitrogênio e fósforo.
A ocorrência de atelomixia pode explicar a dominância de desmídias (X
3
e N) durante a
estratificação térmica, pois as mantém em suspensão na coluna d`água e fornece nutrientes
vindos do metalímnio.
81
A ocorrência de um máximo metalimnético de biomassa composto principalmente por
Limnothrix bicudoi, e por L. redekei, no período de estratificação térmica, foi associada à
adaptação dessas espécies à baixa intensidade luminosa e à habilidade e regular sua posição
na coluna d’água pela presença de aerótopos nas células.
A abordagem dos grupos funcionais do fitoplâncton se aplicou bem a um reservatório tropical
meso-eutrófico, onde a dinâmica da comunidade é controlada principalmente por fatores
alóctones, como a estrutura física da coluna d’água, regulada pelas condições climáticas.
Fatores autóctones, tais como a disponibilidade de nutrientes ou a competição desempenham
um papel secundário na regulação da dinâmica do fitoplâncton no RDB.
A simulação de condições eutróficas no RDB, através do enriquecimento artificial com
nutrientes, não causou mudanças na composição específica do fitoplâncton, mas resultou em
um aumento ou decréscimo na abundância das espécies presentes. As concentrações
adicionadas não induziram florações de cianobactérias, o que indica que a limitação por
nutrientes não é o principal fator envolvido na seleção das espécies presentes, ou não foram
suficientes para tornar o ambiente exerimental eutrófico.
As desmídias responderam significativamente ao enriquecimento, embora de forma mais lenta
que as cianobactérias, o que foi relacionado a decréscimos nos valores de pH e,
possivelmente, a elevadas taxas de crescimento sob altas temperaturas.
A entrada de nutrientes via pluviosidade, considerando a deposição aérea úmida, foi uma
fonte externa importante para o crescimento do fitoplâncton no RDB, que apresentou
limitação por nitrogênio e, eventualmente, por fósforo.
Os resultados negativos sobre o potencial tóxico de C. raciborskii não nos permite afirmar
que não existam cepas tóxicas de cianobactérias no reservatório Duas Bocas. Esses resultados
indicam que possivelmente a eutrofização artificial pode influenciar a produção de
cianotoxinas, porém essa relação ainda não está clara.
Em função da densidade e biomassa de cianobactérias encontradas no RDB, faz-se necessário
o monitoramento semanal de cianobactérias e cianotoxinas para que sejam tomadas medidas
que garantam a qualidade da água para consumo humano.
82
8 Referências
ANTON, A., KUSNAN, M., YUSOFF, F., ONG, E.S. 1996. Nutrient enrichment studies in a
tropical reservoir: effect of N:P ratio on phytoplankton populations. In: Timotius, K.H.,
Göltenboth, F. (eds.). Tropical limnology. 1: Tropical Lakes and Reservoirs. Satya Wacana
Christian University, Indonesia, pp. 179-185.
APHA, 1995. Standard methods for the examination of water and wastewater. American
Public Health Association, Washington. pp. 1268.
ARCIFA, M.S., STARLING, F.L.R.M., SIPAÚBA-TAVARES, L.H., LAZZARO, X. 1995.
Experimental limnology. In: Tundisi, J. G., Bicudo, C. E. M. & Matsumura-Tundisi, T.
Limnology in Brazil. ABC/SBL, Rio de Janeiro, pp. 257-282.
ARCIFA, M.S. & GUAGNONI, W. 2003. A new model of enclosure for experiments in
lentic water. Acta Limnologica Brasiliensia 15 (1): 75-79.
BARBOSA, F.A. & PADISÁK, J. 2002. The forgotten lake stratification pattern: atelomixis,
and its ecological importance. Verh. Int. Ver. Limnol. 28: 1-11.
BLAND, R.D., BROOK, A.J. 1974. The spatial distribution of desmids in lakes in northern
Minnesota, U.S.A. Freshwater Biology 4 (6): 543-556.
BLOMQVIST, P., PETTERSON, A. & HYENSTRAND, P. 1994. Ammonium-nitrogen: a
key regulatory factor causing dominance of non-nitrogen fixing cyanobacteria in aquatic
systems. Archiv für Hydrobiologie 132 (2): 141-164.
BOLAND, K.T., GRIFFITHS D. J. 1996. Water column stability as a major determinant of
shifts in phytoplankton composition - evidence from two tropical lakes in Northern Australia.
In: Schiemer, F., Boland K.T. Perspectives in tropical limnology. Amsterdam, SPB Academic
Publishing. p. 89-99.
BORMANS, M.P., FORD, W., FABBRO, L. 2005. Spatial and temporal variability in
cyanobacterial population controlled by physical processes. Journal of Plankton Research.
27(1): 61-70.
BOUVY, M., MOLICA, R.J.R., OLIVEIRA, S., MARINHO, M., BECKER, B. 1999.
Dyanmics of a toxic cyanobacterial bloom Cylindrospermopsis raciborskii in a shallow
reservoir in the semi-arid region on northeast Brazil. Aquatic Microbial Ecology. 20:285-297.
BRANCO, C.W.C., SENNA, P.A.C. 1994. Factors influencing the development of
Cylindrospermopsis raciborskii and Microcystis aeruginosa in the Paranoá Reservoir,
Brasília, Brazil. Algological Studies. 75: 85-96.
BROOK, A. J. 1965. Planktonic algae as indicators of lake types with special reference to the
Desmidiaceae. Limnology and Oceanography. 10: 403-411.
BROOK, A. J. 1981. The biology of desmids. Botanical Monographs, Vol. 16. Oxford,
Blackwell Science, 276 p.
83
BULGAKOV, N.G., LEVICH, A.P. 1999. The nitrogen: phosphorus ratio as a factor
regulating phytoplankton community structure. Archiv für Hydrobiologie. 146 (1): 3-22.
BURFORD, M.A., MCNEALE, K L., MCKENZIE-SMITH, F.J. 2006. The role of nitrogen
in promoting the toxic cyanophyte Cylindrospermopsis raciborskii in a subtropical water
reservoir. Freshwater Biology. 51: 2143–2153.
CALIJURI, M.C., SANTOS
A.C.A. 1996. Short-term changes in the Barra Bonita reservoir
(São Paulo, Brazil): emphasis on the phytoplankton communities. Hydrobiologia. 330 (3):
163-175.
CALIJURI, M.C., DEBERDT, G.L.B. & MINOTI, R.T. 1999. A produtividade primária pelo
fitoplâncton na represa de Salto Grande. In: Henry, R. (ed.). Ecologia de reservatórios:
estrutura, função e aspectos sociais. FAPESP/FUNDIBIO, Botucatu, pp. 109-148.
CARLSON, R.E. 1977. A trophic state index for lakes. Limnology and Oceanography. 22 (2):
361-369.
CARMICHAEL, W.W. 1992. A status report on planktonic cyanobacteria (blue-green algae)
and their toxins. US EPA, Cincinnati, Ohio. 600/R-92/079. 141 pp.
CARMICHAEL, W.W. 1994. The toxins of cyanobacteria. Scientific American. 270(1): 78-
86.
CARMICHAEL, W.W.; AZEVEDO, S.M.F.O., AN, J.S.; MOLICA, R.J.R..; JOCHIMSEN,
E.M.; LAU, S.; RINEHART, K.I.; SHAW, G.R.; EAGLESHAM, G.K. 2001. Human
fatalities from cyanobacteria: chemical and biological evidence for cyanotoxins.
Environmental Health Perspectives. 109 (7): 663-667.
CARNEIRO, R.L. 2005. Otimização de cultivo de Microcystis aeruginosa Kütz Emend.
Elekin (Cyanobacteria) e Cylindrospermopsis raciborskii (Woloszynska) Seenaya & Subba
Raju (Cyanobacteria) para produção de padrões de microcistina-LR e cilindrospermopsina.
Dissertação de Mestrado. Universidade Federal do Rio de Janeiro, Brasil, 113 p.
CHORUS, I. & BARTRAM, J. 1999. Toxic cyanobacteira in water: a guide to their public
health consequences, monitoring and management. London: WHO. 416 p.
CHU, F.S., HUANG, X., WEI, R.D. 1990. Enzyme-linked immunosorbent assay for
microcystins in blue-green algal blooms. J. Assoc. Off. Anal. Chem. 73 (3): 451-456.
CODD, G.A. 2000. Cyanobacterial toxins, the perception of water quality, and the
priorization of eutrophication control. Ecological Enginering. 16: 51-60.
COLE, G. 1994. Textbook of Limnology. 2
nd
ed. Saint Louis: The C. V. Mosby. 283 p.
CONNEL, J. 1978. Diversity in tropical rain forests and coral reefs. Science. 199: 1304-1310.
COTTINGHAM, K.L., KNIGHT, S.E., CARPENTER, S.R., COLE, J.J., PACE, M.L.,
WAGNER, A.E. 1997. Response of phytoplankton and bacteria to nutrients and zooplankton:
a mesocosm experiment. Journal of Plankton Research. 19 (8): 995-1010.
84
COWELL, B.C., DAWES, C.J. 1991. Nutrient enrichment experiments in three central
Florida lakes of different trophic states. Hydrobiologia. 220: 217-231.
DARLEY, W.M. 1982. Algal Biology: a physiological approach. Brackwel Scientific
Publications, London. 168p.
DELAZARI-BARROSO, A. 2000. Comunidade fitoplanctônica do reservatório Duas Bocas
(Reserva Biológica de Duas Bocas) – ES: variação vertical e temporal em duas épocas
distintas. Dissertação de Mestrado. Universidade Federal de São Carlos, Brasil. 202 p.
DELAZARI-BARROSO, A., SANT’ANNA, C.L., SENNA, P.A.C. 2007. Phytoplankton
from Duas Bocas Reservoir (except diatoms). Hoehnea. 34 (2): 211-229.
DOKULIL, M.T., MAYER, J. 1996. Population dynamics and photosynthetic rates of a
Cylindrospermopsis – Limnothrix association in a highly eutrophic urban lake, Alte Donau,
Vienna, Austria. Archiv für Hydrobiologie Supplement 117: 179-195.
DOKULIL, M.T., TEUBNER K. 2000. Cyanobacterial dominance in lakes. Hydrobiologia.
438: 1-12.
EDLER, L. 1979. Recommendations for marine biological studies in the Baltic Sea.
Phytoplankton and chlorophyll. 38 pp. (UNESCO, Working Group 11, Baltic Marine
Biologists).
EPPLEY, R.W. 1972. Temperature and phytoplankton growth in the sea. Fishery Bulletin. 70
(4): 1063-1085.
ELSER, J.J., MARZOLF, E.R., GOLDMAN, C.R. 1990: Phosphorus and nitrogen limitation
of phytoplankton growth in the freshwater of North America: a review and critique of
experimental enrichments. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences. 47: 1468-
1477.
FABBRO, L.D., DUIVENVOORDEN, L.J. 1996. Profile of a bloom of the cyanobacterium
Cylindrospermopsis raciborskii (Wolozynska) Seenaya and Subba Raju in the Fitzroy River
in tropical central Queensland. Marine and Freshwater Research. 47: 685-694.
FALCONER, I.R. 1996. Potential impact on human health of toxic cyanobacteria.
Phycologia. 35(6): 6-11.
FALCONER, I.R. 1998. The background of cyanobacterial poisoning. In: Hrubec, J. (Ed.)
The handbook of environmental chemistry. Vol. 5, Part. C: Quality and treatment of drinking
water II. Spring-Verlag, Berlim. p. 54-82.
FALCONER, I.R., HARDY, S.J., HUMPAGE, A.R., FROSCIO, S.M., TOZER, G.J.,
HAWKINS, P.R. 1999. Hepatic and renal toxicity of the blue-green alga (Cyanobacterium)
Cylindrospermopsis raciborskii in male Swiss albino mice. Environmental Toxicology. 14:
143-150.
FISHER, T.R., MELACK, J.M., GROBELAAR, J.U., HOWARTH, R.W. 1995. Nutrient
limitation of phytoplankton and eutrophication of inland, estuarine and marine waters. In:
85
Tiessen, H. (ed.): Phosphorus in the global environment. John Willey & Sons, New Jersey,
pp. 301-325.
FOGG, G.E. & THAKE, T. 1987. Algae cultures and phytoplankton ecology. 3
rd
ed. The
University of Wisconsin Press Ltd., London. 269 pp.
GEORGE, D.G., C.S. REYNOLDS. 1997. Zooplankton-phytoplankton interaction: the case
for refining methods, measurements and models. Aquatic Ecology. 31: 59-71.
GIANI, A. & FIGUEIREDO, C.C. 1999. Recorrência de padrões sazonais do fitoplâncton
num reservatório eutrófico. In: Henry, R. (ed.): Ecologia de reservatórios: estrutura, função e
aspectos sociais. FAPESP/FUNDIBIO, Botucatu. pp. 531-550.
GOMES, A.M.A. 2005. Impacto da atividade de piscicultura intensiva e da adição de
nutrientes inorgânicos (N e P) na qualidade da água do reservatório de Ribeirão das Lajes –
RJ. Dissertação de Mestrado. Universidade Federal do Rio de Janeiro. 81 pp.
GORHAM, P.R.; MCLACHLAV, J.R.; HAMMER, V.T., KIM, W.K. 1964. Isolation and
culture of toxic strains of Anabaena flos-aquae (Lyngb.) de Bréb. Verh. Int. Verein. Theor.
Angew. Limnol. 15: 796-804.
GORHAM, P.R. & CARMICHAEL, W.W. 1980. Toxic substances from freshwater algae.
Programe of Water Technology 12: 189-198.
GROSSMAN, A.R. BHAYA, D., HE, Q. 2001. Tracking the light environment by
cyanobacteria and the dynamic nature of light harvesting. Journal of Biological Chemistry.
276 (15): 11449-11452.
HAMMER, U.T. 1968. Toxic blue-green algae in Saskatchewan. The Canadian Veterinary
Journal. 9 (10): 221-229.
HAPPEY-WOOD, C.M. 1988. Ecology of freshwater planktonic green algae. In: Sandgren,
C. D. (Ed.). Growth and reproductive strategies of freshwater phytoplankton. Crambridge:
Cambridge University Press, p. 175-226.
HAVENS K.E., PHILIPS E.J., CICHRA, M.F., LI B. 1998. Light availability as a possible
regulator of cyanobacteria species composition in a shallow subtropical lake. Freshwater
Biology. 39 (3): 547-566.
HENRIQUES, R.P.B., IBAÑEZ, M.S.R. 1988. O efeito da estrutura de comunidades
planctônicas em experimentos de enriquecimento artificial. Acta Limnologica Brasiliensia.
11: 431-446.
HENRY, R. TUNDISI, J.G. & CURI, P.R. 1984. Effects of phosphorus and nitrogen
enrichment on the phytoplankton in a tropical reservoir (Lobo Reservoir, Brazil).
Hydrobiologia. 118: 177-185.
HENRY, R., BARBOSA, F.A.R. 1989. Thermal structure, heat content and stability of two
lakes in The National Park of Rio Doce Valley (Minas Gerais, Brazil). Hydrobiologia. 171:
189-199.
86
HENRY, R., TUNDISI, J. G., CALIJURI, M. C. & IBANEZ, M. S. R. 1997. A comparative
study of thermal, heat content and stability of stratification in three lakes. In: Tundisi, J. G.,
Saijo, Y. (eds.). Limnological studies on the Rio Doce Valley Lakes, Brazil. Brazilian
Academy of Sciences, São Carlos, pp. 69-78.
HENRY, R. 1999. Heat budgets, thermal structure and dissolved oxygen in Brazilian
reservoirs. In: Tundisi, J. G., Straskraba, M. (eds.): Theoretical reservoir ecology and its
applications. Brazilian Academy of Sciences/International Institute of Ecology/Backhuys
Publishers, São Carlos, pp. 125-152.
HESSEN, D.O., FAAFENG, B.A. BRETTUM, P., ANDERSEN, T. 2006. Nutrient
enrichment and planktonic biomass ratios in lakes. Ecosystems. 9: 516-527.
HINO K., TUNDISI J.G., REYNOLDS C.S. 1986. Vertical distribution of phytoplankton in a
stratified lake (Lago Dom Helvecio, Southeastern Brazil) with special reference to the
metalimnion. Japanese Journal of Limnology. 47: 239-246.
HORN, H., UHLMANN, D. 1995. Competitive growth of blue-greens and diatoms
(Fragilaria) in the saidenbach reservoir, Saxony. Water Science and Technology. 32 (4): 77-
88.
HUISMAN, J., WEISSING F.J. 1994. Light-limited growth and competition for light in well-
mixed aquatic environments: an elementary model. Ecology. 75: 507-520.
HUISMAN, J., WEISSING F.J. 1999. Biodiversity of plankton by species oscillations and
chaos. Nature. 402: 407-410.
HUSZAR, V.L.M. 1994. Fitoplâncton de um lago amazônico impactado por rejeito de bauxita
(lago Batata, Pará, Brasil): estrutura da comunidade, flutuações espaciais e temporais. Tese de
Doutorado. Universidade Federal de São Carlos. 219 p.
HUSZAR, V.L.M., SILVA, L.H.S., DOMINGOS, P., MARINHO, M., MELO, S. 1998.
Phytoplankton species composition is more sensitive than OECD criteria to the trophic status
of three brazilian tropical lakes. Hydrobiologia. 369-370: 59-71.
HUSZAR, V.L.M., SILVA, L.H.S., MARINHO, M., DOMINGOS, P., SANT’ANNA, C.L.
2000. Cyanoprokaryote assemblages in eigth productive tropical Brazilian waters.
Hydrobiologia. 424: 67-77.
HUSZAR, V.L.M., REYNOLDS, C.S. 1997. Phytoplankton periodicity and sequences of
dominance in an Amazonian flood-plain lake (Lago Batata, Pará, Brazil): responses to gradual
environmental changes. Hydrobiologia 346: 169-181.
HUSZAR, V.L.M., CARACO, N.F. 1998. The relationship between phytoplankton
composition and physical-chemical variables: a comparison of taxonomic and morphological
functional descriptors in six temperate lakes. Freshwater Biology. 40: 679-696.
HUSZAR, V.L.M., KRUK, C., CARACO, N.F. 2003. Steady-state assemblages of
phytoplankton in four temperate lakes (NE U.S.A.). Hydrobiol. 502: 97-109.
87
HUSZAR, V.L.M., CARACO, N.F., ROLAND, F., COLE, J. 2006. Nutrient-chlorophyll
relationships in tropical-subtropical lakes: do temperate models fit? Biogeochemistry. 79 (1-
2): 239-250.
HUTCHINSON, G.E., LOFFLER, H. 1956. The thermal classification of lakes. Proc. Nat.
Acad. Sci. 42: 84-86.
IMBERGER, J. & HAMBLIN, P.F. 1982. Dynamics of lakes, reservoirs and cooling ponds.
Annual Review of Fluid Mechanics. 14: 153-187.
JARDIM, F.A., BRAGA, J.M. S., AZEVEDO, S.M.F.O. 1999. Ocorrência de
Cylindrospermopsis raciborskii neurotóxica em lagoas cársticas – Confins – MG. In: Anais
do Congresso Brasileiro de Limnologia. Florianópolis, SC. p. 523.
JENSEN, P., JEPPESEN, E., OLRIK, K., KRISTENSEN, P. 1994. Impact of nutrients and
physical factors on the shift from cyanobacterial to chlorophyte dominance in shallow Danish
lakes. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences. 51: 1692-1699.
JEPPENSEN, E. JENSEN, J.P., KRISTENSEN, P., SONDERGAARD, M., MORTENSEN,
E., SORTKJAER, E., OLRIK, K. 1990. Fish manipulation as a lake restoration tool in
shallow, eutrophic temperate lakes 2: threshold levels, long-term stability and conclusions.
Hydrobiologia. 200/201: 219-227
JOCHIMSEN, E.M., CARMICHAEL, W W., AN, J.S., CARDO, D.M., COOKSON, S.T.,
HOLMES, C.E.M., ANTUNES, M.B.C., MELO FILHO, D.A., LYRA, T.M., BARRETO,
V.S.T., AZEVEDO, S.M.F.O., JARVIS, W.R. 1998. Liver failure and death following
exposure to microcystins toxins at a hemodialysis center in Brazil. The New England Journal
of Medicine. 338: 873-88.
KAGAMI, M., URABE, J. 2001. Phytoplankton growth rate as a function of cell size: an
experimental test in Lake Biwa. Limnology. 2: 111-117.
KALFF, J. 2002. Limnology: inland water ecosystems. Prentice Hall, New Jersey. pp. 345.
KIM, H.-S., HWANG, S.-J., SHIN, J.-K., AN, K.-G., YOON, C.-G. 2007. Effects of limiting
nutrients and N:P ratios on the phytoplankton growth in a shallow hypertrophic reservoir.
Hydrobiologia. 581: 255-267.
KIMMEL, B.L., OWEN, T.L., PAULSON, L.J. 1990. Reservoir primary production. In:
Thornton, K.W., Kimmel, B.L., Payne, F.E. Reservoir limnology: ecological perspectives.
New York: Wiley Interscience Publication, p. 133-194.
KLEMER, A.R. 1976. The vertical distribution of Oscillatoria agardhii var. isothrix. Archiv
für Hydrobiologie. 78: 343-362.
KLING, G.W. 1988. Comparative transparency, depth of mixing, and stability of stratification
in lakes in Cameroon, West Africa. Limnology and Oceanography. 33 (1): 27-40
88
KOMARKÓVA, J., LAUDARES-SILVA, R., SENNA, P.A.C. 1999. Extreme morphology of
Cylindrospermopsis raciborskii (Nostocales, Cyanobacteria) in the lagoa do Peri, a freshwater
coastal lagoon, Santa Catarina, Brazil. Algological Studies. 94: 207-222.
KONOPKA, A. 1982. Physiological ecology of a metalimnetic Oscillatoria rubecens
population. Limnology and Oceanography. 27: 1154-1161.
KREBS, C.J. 1989. Ecological Methodology. New York: Harper & Row Publishers, 654 p.
KRUK, C., MAZZEO, N. LACEROT, G., REYNOLDS, C.S. 2002. Classification schemes
for phytoplankton: a local validation of a functional approach to the analysis of species
temporal replacement. Journal of Plankton Research. 24 (9): 901-912.
KUMAGAI, M., NAKANO, S., JIAO, C., HAYAKAWA, K., TSUJIMURA, S.,
NAKAJIMA, T., FRENETTE, J.-J., QUESADA, A. 2000. Effect of cyanobacterial blooms on
thermal stratification. Limnology. 1: 191-165.
LAGOS, N.; ONODERA, H.; ZAGATTO, P.A.; ANDRINOLLO, D.; AZEVEDO, S.M.F.O.,
OSHIMA, Y. 1999. The first evidence of paralytic shellfish toxins in the freshwater
cyanobacterium Cylindrospermopsis raciborskii, isolated from Brazil. Toxicon. 37: 1359-
1373.
LAHTI, K. 1997. Cyanobacterial hepatotoxins and drinking waters supplies: aspects of
monitoring and potential health risks. Monographs of Boreal Environmental Research Nº 4.
Finnish Environment Institute, Finland. 40 pp.
LANARAS, T. TSITSAMIS, S. CHLICHLIA, C. COOK, C.M. 1989. Toxic cyanobacteria in
greek waters. Journal of Applied Phycology 1: 67-73.
LEGENDRE, P., LEGENDRE L. 1998. Numerical ecology. Elsevier, Amsterdam, pp. 853.
LEWIS, W.M. Jr. 1973. The thermal regime of Lake Lanao (Philippines) and its theoretical
implications for tropical lakes. Limnology and Oceanography. 18: 200-217.
LEWIS, W.M. Jr. 1983. A revised classification of lakes based on mixing. Canadian Journal
of Fisheries and Aquatic Sciences. 40: 1779-1787.
LEWIS, W.M. Jr. 1987. Tropical Limnology. Annual Review of Ecology and Systematics.
18: 159-184.
LEWIS, W.M. Jr. 1990. Comparisons of phytoplankton biomass in temperate and tropical
lakes. Limnology and Oceanography. 35: 1838-1845.
LEWIS, W.M. Jr. 1996. Tropical lakes: how latitudes makes a difference. In: Schiemer, F.,
Boland, K.T. (ed.). Perspectives in tropical limnology. Academic Publishing, Amsterdam, pp.
46-64.
LEWIS, W.M. Jr. 2000. Causes for the high frequency of nitrogen limitation in tropical lakes.
Verh. Int. Verein. Theor. Angew. Limnol. 28: 210-213.
89
LEWIS, W.M. Jr. 2002. Causes for the high frequency of nitrogen limitation in tropical lakes.
Verh.Int. Verein. Theor. Angew. Limnol. 28: 210-213.
LIMA, W.P. 2003. Relações hidrológicas em matas ciliares. In: Henry, R. (ed.): Ecótonos nas
interfaces dos ecossistemas aquáticos. Rima, São Carlos, pp. 293-300.
LOPES M.R.M., BICUDO C.E.M., FERRAGUT, M.C. 2005. Short term spatial and temporal
variation of phytoplankton in a shallow tropical oligotrophic reservoir, southeast Brazil.
Hydrobiologia. 542 (1): 235-247.
LORENZEN, C.J. 1967. Determination of chlorophyll and pheopigments: spectrophotometric
equations. Limnology and Oceanography. 12: 343-346.
LUND, J. W. G., KIPLING, C., LECREN, E. D. 1958. The inverted microscope method of
estimating algal number and the statistical basis of estimating by counting. Hydrobiologia.
11:143-170.
LYNCH, M., SHAPIRO, J. 1981. Predation, enrichment, and phytoplankton community
structure. Limnology and Oceanography. 26 (1): 86-102.
MACINTYRE, S., MELACK, J.M. 1988. Frequency and depth of vertical mixing in an
Amazon floodplain lake (L. Calado, Brazil). Verh. Int. Ver. Theor. Angew. Limnol. 23: 980-
985.
MACKINEY, G. 1941. Absorption of light by chlorophyll solutions. Journal of Biological
Chemistry. 140: 315-322.
MARCHIORO, E. 1996. Avaliação de sólidos transportados, parâmetros de morfometria e
solos de seções fluviais do córrego Naiaçu, na Reserva Biológica de Duas Bocas - ES.
Monografia de Bacharelado, Universidade Federal do Espírito Santo, Brasil. 54 p.
MARGALEF, R. Limnologia. Barcelona, Omega, 1983. 1010 p.
MARINHO, M.M., HUSZAR, V.L.M. 2002. Nutrient availability and physical conditions as
controlling factors of phytoplankton composition and biomass in a tropical reservoir
(Southeastern Brazil). Archiv für Hydrobiologie. 153 (3): 443-468
MARINHO, M.M., AZEVEDO, S.M.F.O. 2007. Influence of N/P ratio on competitive
abilities for nitrogen and phosphorus by Microcystis aeruginosa and Aulacoseira distans.
Aquatic Ecology. 41 (2): 178-192.
MAZUMDER, A., TAYLOR, W.D. 1994. Thermal Structure of Lakes Varying in Size and
Water Clarity. Limnology and Oceanography. 39 (4): 968-976.
MOSS, B. 1973. The influence of environmental factors on distribution of freshwater algae:
an experimental study: II: The role of pH and the carbon dioxide-bicarbonate system. Journal
of Ecology. 61: 172-192.
90
NASELLI-FLORES, L., BARONE, R. 2000. Phytoplankton dynamics and structure: a
comparative analysis in natural and man-made water bodies of different trophic state.
Hydrobiologia. 438: 65-74.
NOGUEIRA, M.G. 2000. Phytoplankton composition, dominance and abundance as
indicators of environmental compartmentalization in Jurumirim Reservoir (Paranapanema
River), São Paulo, Brazil. Hydrobiologia. 431 (2-3): 115-128
NÜRNBERG, G. 1996. Trophic state of clear and colored, soft and hard-water lakes with
special consideration of nutrients, anoxia, phytoplankton and fish. Lake and Reservoir
Management 12 (4): 432-447.
NYGAARD, G. 1949. Hydrobiological studies on some danish ponds and lakes. Part II. The
quotient hypothesis and some new or little know phytoplankton organisms. K. Svenska Danke
VidenskAkad. Selskab. 7: 1-293.
OGAWA, R.E., CARR, J.F. 1969. The Influence of Nitrogen on Heterocyst Production in
Blue-Green Algae. Limnology and Oceanography. 14 (3): 342-351.
PADISÁK, J. 1997. Cylindrospermopsis raciborskii
91
PIELOU, E.C. 1966. The measurement of diversity in different types of biological collections.
Journal of Theoretical Biology. 13: 131-144.
POLLINGHER, U., BERMAN, T., KAPLAN, B., SCHARF, D. 1988. Lake Kinneret
phytoplankton: response to N and P enrichments in experiments and in nature. Hydrobiol.
166: 65-75.
REDFIELD, A.C. 1958. The biological control of chemical factors in the environment.
American Scientist. 46: 205-221.
REDFIELD, A.C., KETCHUM, B.H., RICHARDS, F.A. 1963. The influence of organisms
on the composition of sea-water. In: Hill, M.N. (ed.). The sea. John Wiley & Sons, New York,
pp. 26-77.
REJMÁNKOVÁ, E., KOMÁRKOVA, J. 2005. Response of cyanobacterial mats to nutrient
and salinity changes. Aquatic Botany. 83: 87-107.
REYNOLDS, C.S. 1984. The ecology of freshwater phytoplankton. Cambridge, Cambridge
University Press. 384 p.
REYNOLDS, C.S. 1987. The response of phytoplankton communities to change lake
environments. Schweiz. Z. Hydrol. 49: 220-236.
REYNOLDS, C.S. 1992. Dynamics, selection and composition of phytoplankton in relation to
vertical structure. Arch. Hydrobiol. Beih. Ergebn. Limnol. 35: 13-31.
REYNOLDS, C.S. 1997. Vegetation processes in the pelagic: a model for ecosystem theory.
Excellence in Ecology, vol. 9. Ecology Institute, Oldendorf Lake, Germany.
REYNOLDS, C.S. 1999. Non-determinism to probability, or N:P in the community ecology
of phytoplankton. Archiv für Hydrobiologie. 146: 23-35.
REYNOLDS, C.S., 2006. The Ecology of Phytoplankton (Ecology, Biodiversity and
Conservation). Cambridge University Press, Cambridge, 537 pp.
REYNOLDS C.S., TUNDISI J.G., HINO K. 1983. Observations on a metalimnetic Lyngbya
population in a stably stratified lake (Lagoa Carioca, Eastern Brazil). Archiv für
Hydrobiologie. 97(1): 7-17.
REYNOLDS, C.S., PADISÁK, J., SOMMER, U. 1993. Intermediate disturbance in the
ecology of phytoplankton and the maintenance of species diversity: a synthesis.
Hydrobiologia. 249: 183-188.
REYNOLDS, C.S., HUSZAR, V., KRUK, C., NASELLI-FLORES, L., MELO, S. 2002.
Towards a functional classification of the freshwater phytoplankton. Journal of Plankton
Research. 24 (5): 417-428.
ROMO S., MIRACLE, M.R. 1995. Diversity of the phytoplankton assemblages of a
polymictic hypertrophic lake Arch. Hydrobiol. 132 (3): 363-384.
92
ROMO, S., VILLENA, M.-J. 2005. Phytoplankton strategies and diversity under different
nutrients levels and planktivorous fish densities in a shallow Mediterranean lake. Journal of
Plankton Research. 27 (12): 1273-1286.
SAKER, M.L., NEILAN, B.A., GRIFFITHS, D.J. 1999. Two morphological forms of
Cylindrospermopsis raciborskii (Cyanobacteria) isolated from Solomon Dam, Palm Island,
Queensland. Journal of Phycology. 35: 599-606.
SALAS, H., MARTINO P. 1991. A simplified phosphorus trophic state model for warm-
water tropical lakes. Water Research. 25: 341-350.
SALMASO, N. 2000. Factors affecting the seasonality and distribution of cyanobacteria and
chlorophytes: a case study from the large lakes south of the Alps, with special reference to
Lake Garda. Hydrobiologia. 438: 43-63.
SCHEFFER, M. 1998. Ecology of shallow lakes. In: Usher, M.B. (ed.). Population and
Community Biology Series, Vol. 22. Kluwer Academic Publishers, Dordrecht, pp. 337.
SCHINDLER, D.W. 1998. Replication versus realism: the need for ecosystem-scale
Experiments. Ecosystems 1: 323-334.
SCHRÖDER, R. 1991. Relevant parameters to define trophic state of lakes. Archiv für
Hydrobiologie. 121 (4): 463-472.
SEAWRIGHT, A.A., NOLAN, C.C., SHAW, G.R., CHRISWELL, R.K., NORRIS, R.L.,
MOORE, M.R., SMITH, M.J. 1999. The oral toxicity for mice on the tropical cyanobacterium
Cylindrospermopsis raciborskii (Woloszynska). Environmental Toxicology. 14: 135-142.
SETARO, F.V., MELACK, J.M. 1984. Responses of phytoplankton to experimental nutrient
enrichment in an Amazon floodplain lake. Limnology and Oceanography. 29: 972-984.
SHANNON, C.E., WEAVER, W. 1949. The mathematical theory of communication. Urbana,
University of Illinois Press.
SHAPIRO, J. 1990. Current beliefs regarding dominance by blue-greens: the case for the
importance of CO
2
and pH. Ver. Int. Verein. Theor. Ang. Limnol. 24: 38-54.
SKULBERG, O.M., UNDERDAL, B., UTKILEN, H. 1994. Toxic water blooms with
cyanophytes in Norway – current knowledge. Algological Studies. 75: 279-289.
SIVONEN, K. 1996. Cyanobacterial toxins and toxin production. Phycologia. 35 (6): 12-24.
SMITH, V.H. 1983. Low nitrogen to phosphorus ratios favour dominance by blue-green
algae in lake phytoplankton. Science. 225: 669-671.
SMITH, V.H. 1997. Cultural eutrophication of inland, estuarine and coastal waters. In: Pace,
M. L., Goffman, P.M. (eds.). Successes, limitations, and frontiers in ecosystem science.
Springer, New York, pp. 7-49.
SMITH, V.H., SAMANTHA, B.J., ROBERT, W.H. 2006. Eutrophication of freshwater and
marine ecosystems. Limnology and Oceanography. 51 (1/2): 351-355.
93
SOMMER, U., PADISÁK, J., REYNOLDS, C.S., JUHÁSZ-NAGY, P. 1993. Hutchinson’s
heritage: the diversity-disturbance relationship in phytoplankton. Hydrobiologia. 249: 1-7.
SOUZA, R.C.R., CARVALHO, M. C., TRUZZI, A.C. 1998. Cylindrospermopsis raciborskii
(Wolosz.) Seenaya and Subba Raju (Cyanophyceae) dominance and contribution to the
knowlegde of Rio Pequeno arm, Billings Reservoir, Brazil. Environmental Toxicology and
Water Quality. 13: 73-81.
SPIJKERMAN, E., COESEL, P.F.M. 1998. Ecophysiological characteristics of two
planktonic desmids species originating from trophically different lakes. Hydrobiologia. 369-
370: 109-116.
STRASKRABA, M., TUNDISI, J.G. 1999. Reservoir ecosystem functioning: theory and
application. In: Tundisi, J.G., Straskraba, M. (eds.). Theoretical reservoir ecology and its
applications. International Institute of Ecology/Backhuys Publishers/Brazilian Academy of
Sciences, São Carlos, pp. 565-583.
TALLING, J.F., LEMOALLE, J. 1998. Ecological dynamics of tropical inland waters.
Cambridge: Cambridge University Press. 441 p.
TAVERA, R., MARTINÉZ-ALMEIDA, V. 2005. Atelomixis as a possible driving force in
the phytoplankton composition of Zirahuén, a warm-monomictic tropical lake. Hydrobiol.
533: 199-208.
TER BRAAK, C.J.F. 1992. CANOCO – a FORTRAN program for Canonical Community
Ordination (Version 3.1). Microcomputer Power, Ithaca.
TILMAN, D. 1977. Resource competition between planktonic algae: an experimental and
theoretical approach. Ecology. 58: 338-348.
TUNDISI, J.G. 1990. Distribuição espacial, seqüência temporal e ciclo sazonal do
fitoplâncton em represas: fatores limitantes e controladores. Revista Brasileira de Biologia. 50
(4): 937-955.
TUNDISI, J.G. 1994. Tropical South America: present and perspectives. In: Margalef, R.
(ed.). Limnology now: a paradigm of planetary problems. The Netherlands: Elsevier, p. 353-
424.
TUNDISI, J.G.; MATSUMURA-TUNDISI, T., ROCHA, O. 1999. Theoretical basis for
reservoirs management. In: Tundisi, J.G., Straškraba, M. (eds.) Theoretical reservoir ecology
and its applications. Brazilian Academy of Sciences/International Institute of
Ecology/Backhuys Publishers, p. 505-528.
UHELINGER, V. 1964. Étude statistique des méthodes de dénobrement planctonique. Archiv
des Sciences 17: 121-123.
UTERMÖHL, H. 1958. Zur Vervollekommung der quantitativen Phytoplankton - methodik.
Mitt. Int. Verein. Theor. Angeu. Limnol. 9: 1-38.
94
VOLLENWEIDER, R.A., KEREKES, J. 1980. The loading concept as basis for controlling
eutrophication philosophy and preliminary results of the OECD Programme on
Eutrophication. Progress in Water Technology. 12: 5-38.
WATANABE, M.F. 1979. Studies on the metalimnetic blue-green alga Oscillatoria
mougeotii in a eutrophic lake with special reference to its population growth. Archiv für
Hydrobiologie. 98: 66-86.
WATSON, S., KALFF, J. 1981. Relationships between nannoplankton and lake trophic
status. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences. 38 (8): 960-967.
WETZEL, R.G. 1981. Limnología. Barcelona: Ediciones Omega. 679 p.
WETZEL, R.G. 2001. Limnology: lake and river ecosystems. Academic Press, San Diego.
1006. p.
Livros Grátis
( http://www.livrosgratis.com.br )
Milhares de Livros para Download:
Baixar livros de Administração
Baixar livros de Agronomia
Baixar livros de Arquitetura
Baixar livros de Artes
Baixar livros de Astronomia
Baixar livros de Biologia Geral
Baixar livros de Ciência da Computação
Baixar livros de Ciência da Informação
Baixar livros de Ciência Política
Baixar livros de Ciências da Saúde
Baixar livros de Comunicação
Baixar livros do Conselho Nacional de Educação - CNE
Baixar livros de Defesa civil
Baixar livros de Direito
Baixar livros de Direitos humanos
Baixar livros de Economia
Baixar livros de Economia Doméstica
Baixar livros de Educação
Baixar livros de Educação - Trânsito
Baixar livros de Educação Física
Baixar livros de Engenharia Aeroespacial
Baixar livros de Farmácia
Baixar livros de Filosofia
Baixar livros de Física
Baixar livros de Geociências
Baixar livros de Geografia
Baixar livros de História
Baixar livros de Línguas
Baixar livros de Literatura
Baixar livros de Literatura de Cordel
Baixar livros de Literatura Infantil
Baixar livros de Matemática
Baixar livros de Medicina
Baixar livros de Medicina Veterinária
Baixar livros de Meio Ambiente
Baixar livros de Meteorologia
Baixar Monografias e TCC
Baixar livros Multidisciplinar
Baixar livros de Música
Baixar livros de Psicologia
Baixar livros de Química
Baixar livros de Saúde Coletiva
Baixar livros de Serviço Social
Baixar livros de Sociologia
Baixar livros de Teologia
Baixar livros de Trabalho
Baixar livros de Turismo
