Tese 19-01-09 Corrigida - ICB - Universidade Federal de Minas ...

UNIVERSIDADE FEDERAL DE MINAS GERAISINSTITUTO DE CIÊNCIAS BIOLÓGICASDEPARTAMENTO DE BIOLOGIA GERALBAPTISTA BINAFATORES AMBIENTAIS E DINÃMICA DA OCORRÊNCIA DE POPULAÇÕES DECIANOBACTÉRIAS EM UM RESERVATÓRIO TROPICAL NO SUDESTEBRASILEIRO.BELO HORIZONTEESTADO DE MINAS GERAIS - BRASIL2008

2FATORES AMBIENTAIS E DINÂMICA DE POPULAÇÕES DE CIANOBACTÉRIASEM UM RESERVATÓRIO TROPICAL NO SUDESTE BRASILEIROPorBAPTISTA BINATese de doutorado apresentada ao Programa dePós-Graduação em Ecologia, Conservação eManejo de Vida Silvestre, Instituto de CiênciasBiológicas, Universidade Federal de MinasGerais, como parte dos requisitos para aobtenção do grau de Doutor em Ecologia,Conservação e Manejo de Vida Silvestre, tendosido julgado pela Banca Examinadora formadapelos professores:____________________________________________________________Presidente: Profa. Dra. Alessandra Giani – OrientadoraUniversidade Federal de Minas Gerais, UFMG____________________________________________________________Membro: Profa. Dra. Ina de Souza NogueiraUniversidade Federal de Goiás, UFG____________________________________________________________Membro: Prof. Dr. Donato Seiji AbeInstituto Internacional de Ecologia, São Carlos, IIE____________________________________________________________Membro: Profa. Dra. Arnola Cecília RietzlerUniversidade Federal de Minas Gerais, UFMG____________________________________________________________Membro: Profa. Dra. Paulina Maia BarbosaUniversidade Federal de Minas Gerais, UFMG

3AgradecimentosOs resultados de um trabalho de tese não são produto somente do esforço e dodesempenho do autor. Eles são especialmente o produto de união de forças, físicas ou morais,da abnegação de um conjunto mais amplo de pessoas, muitas vezes anônimas, que criamcondições para a realização de trabalho. O presente não foi exceção. Por isso, gostaria dedeixar aqui registrado o meu melhor e mais profundo agradecimento a todos, em especial:Primeiramente a Deus, dono do tempo e da eternidade, teu é o hoje e o amanhã, opassado e o futuro;À admirável Profa. Dra. Alessandra Giani, pela estrutura disponibilizada, pelaorientação científica na área de ficologia e cultivo de cianobactérias, pelos ensinamentosimprescindíveis ao ambiente acadêmico dentro e fora do laboratório, sobretudo pelo exemploprofissional, paciência e amizade, sem os quais esse trabalho não teria se concretizado;Ao Programa de Estudantes – Convênio de Pós-Graduação (PEC-PG) e CompanhiaEnergética de Minas Gerais (CEMIG), pelo imprescindível apoio financeiro;À CEMIG e funcionários da Usina Hidrelétrica de São Simão pela criação decondições de acomodação e material durante as coletas neste reservatório, em especial aoJoão e à Manoelina;Ao Ministério para a Coordenação de Acção Ambiental (MICOA) de Moçambiquepela autorização concedida como funcionário afim de estudar no Brasil;À Universidade Federal de Minas Gerais - UFMG, pela estrutura;Ao Instituto de Ciências Biológicas, Departamento de Biologia Geral, Programa dePós-Graduação em Ecologia, Conservação e Manejo de Vida Silvestre – ECMVS pelaformação e pela estrutura acadêmica que permitiram a realização deste trabalho;A todos docentes do Programa de Pós-Graduação em Ecologia, Conservação eManejo de Vida Silvestre – ECMVS pela oportunidade de participar do programa,compartilhar dos conhecimentos do corpo docente e que tornaram possível a realização docurso de Ecologia, Conservação e Manejo de Vida Silvestre;Ao Prof. Dr. Ricardo Pinto-Coelho, Coordenador do curso de Pós-Graduação emEcologia, Conservação e Manejo de Vida Silvestre pela aceitação como aluno bolsistaCAPES/PEC-PG e pela concessão do material bibliográfico de São Simão;À Banca Examinadora da defesa de qualificação, Profa. Dra. Maria Rita ScottiMuzzi, Profa. Dra. Nadja Maria Horta de Sá Carneiro e Profa. Dra. Yasmine AntoniniItabaiana pelas críticas construtivas;

4À Banca Examinadora da defesa de doutorado: 1) Profa. Dra. Ina de Souza Nogueira,2) Dr. Donato Seiji Abe, 3) Dra. Arnola Cecília Rietzler, 4) Dra. Paulina Maia Barbosa e Dra.Alessandra Giani, pelo aceite do convite da participação e pelas sugestões e consideraçõesque engrandeceram o trabalho;Aos meus queridos companheiros do laboratório de Ficologia: Gabriela, Cléber,Elenice, Camila, Bruna, Jardim, Juliana, Cláudia, Daniel, Filipe, Ana, Rafael, Jeniffer, portodas as importantes trocas de experiências, conselhos, amizade e por compartilhar oambiente de trabalho que tenho certeza ser muito especial a todos;À técnica Elenice, pela ajuda aos problemas de laboratório e experimentos, e peloapoio inestimável em todos estes anos de convivência;Às colegas Camila, Bruna, Gabriela e o colega Daniel, pelo apoio incondicional nascoletas de campo;Ao Cléber, pela análise de saxitoxinas por HPLC - cromatografia de alta eficiência,tratamento estatístico, análise e interpretação dos dados;Ao Elídeo (motorista), soldado Suair e Élio (pilotos do barco) pela colaboraçãodurante longas horas de viagem e na água durante o trabalho de campo;À Marilene da Conceição Felix Silva, bibliotecária do ICB pela amizade ecienciometria dos estudos sobre cianobactérias;Aos meus colegas do Programa de Pós-Graduação em Ecologia, Conservação eManejo de Vida Silvestre, em especial Marconi Souza Silva, Joaquim de Araújo Silva,Luciene de Paula Faria, Marilene Cardoso Ribeiro, Samuel Lopez Murcia pelas atividadesacadêmicas juntos;Ao pessoal do Departamento de Botânica e da Biologia Geral que aturaram emminhas incursões a esses departamentos;Aos meus queridos parentes de “lá em casa Moçambique”, mesmo distantes, sepreocuparam comigo, compreenderam a minha ausência e torceram por meu trabalho;Aos meus pais Bina Quija e Suema Canicuela, irmãos e sobrinhos, com especialcarinho, por estarem sempre ao meu lado em todos os momentos, bons e ruins, durante aminha formação;Enfim, muito obrigado a todos que de alguma forma colaboraram direta ouindiretamente, acreditaram e participaram de mais esta etapa importante de minha vida daconclusão desse trabalho!!!

5ResumoBina, B. (2008). Fatores ambientais e dinâmica de populações de cianobactérias em umreservatório tropical no Sudeste Brasileiro. Tese (Doutorado). Programa de Pós-Graduaçãoem Ecologia, Conservação e Manejo da Vida Silvestre, ICB-UFMG.Este trabalhou enfocou o estudo de cianobactérias. Numa primeira fase, estudos ambientaisforam realizados no campo, no reservatório de São Simão, MG/GO. Este é um reservatório degrande porte, construído pela CEMIG na década de 70. Atualmente encontra-se em estado detransição de oligotrófico para eutrófico. Nesta primeira etapa, diversos parâmetros físicoquímicose biológicos da água foram analisados, observando-se a ocorrência de cianobactériasem diversas estações de coleta e períodos do ano. Numa segunda fase, algumas espécies decianobactérias foram isoladas das amostras coletadas, para realização de experimentos delaboratório. E, finalmente, foi realizada uma pesquisa bibliográfica sobre os estudos decianobactérias em diversas regiões do mundo, para se avaliar a amplitude do problema. Oobjetivo geral do trabalho foi um estudo da comunidade das cianobactérias em ambientes deágua doce sob estas diversas ênfases: campo, laboratório, literatura. Os resultados obtidos, emcada uma destas fases, foram tratados estatisticamente e apresentados nos respectivoscapítulos desta tese: capítulo 1, que analisa os efeitos de fatores ambientais na dinâmica depopulações de cianobactérias no reservatório de São Simão; capítulo 2 que abordaexperimentalmente o crescimento de Anabaena circinalis, Cylindrospermopsis raciborskii eMicrocystis panniformis e capítulo 3, que avalia a distribuição geográfica dos estudos sobrecianobactérias nos ecossistemas aquáticos.Palavras-chave: Cianobactérias, cianotoxinas, eutrofização, fitoplâncton, reservatório.

6AbstractBina, B. (2008). Environmentals factors and populations dynamics of cyanobacteria in atropical reservoir in Southeastern Brazilian. Tese (Doutorado). Programa de Pós-Graduaçãoem Ecologia, Conservação e Manejo da Vida Silvestre, ICB-UFMG.The aim of this work was the study of cyanobacteria. The first step consisted of anenvironmental field study and was carried out in the reservoir of San Simão, MG/GO. This isa large reservoir, built by CEMIG in the 70s. Currently it presents a transition state, fromoligotrophic to eutrophic. In this study, several physical, chemical and biological parameterswere analyzed in water samples, observing the occurrence of cyanobacteria in differentsampling stations and periods of the year. In a second phase, some species of cyanobacteriawere isolated from collected samples, to perform laboratory experiments. And finally, aliterature survey was conducted on cyanobacteria studies in several regions of the world, toassess the extent of the problem. The overall purpose of the work was a study of thecommunity of cyanobacteria in freshwater environments, under these different emphases:field, laboratory, literature. The results at each stage, were treated statistically and presentedin the three chapters of this thesis: Chapter 1, which examines the effects of environmentalfactors in the dynamics of populations of cyanobacteria in the reservoir of San Simão;Chapter 2, which deals experimentally with the growth of Anabaena circinalis,Cylindrospermopsis raciborskii and Microcystis panniformis and Chapter 3, which evaluatesworldwide the geographical distribution of studies on cyanobacteria in aquatic ecosystems.Keywords: Cyanobacteria, cyanotoxins, eutrophication, phytoplankton, reservoir.

7SUMÁRIO1.1 INTRODUÇÃO GERAL .................................................................................................101.2 JUSTIFICATIVA E RELEVÂNCIA DO ESTUDO.....................................................121.3 OBJETIVO GERAL DO TRABALHO .........................................................................141.4 LINHAS DE PESQUISA .................................................................................................141.5 ESTRUTURA DO TRABALHO.....................................................................................152 BASES CIENTÍFICAS .......................................................................................................152.1 RESERVATÓRIOS OU REPRESAS ARTIFICIAIS ..................................................152.2 EUTROFIZAÇÃO DE RESERVATÓRIOS OU REPRESAS ....................................172.3 EUTROFIZAÇÃO NOS AMBIENTES AQUÁTICOS DO BRASIL .........................212.4 O FITOPLÂNCTON........................................................................................................212.4.1 O papel do fitoplâncton na cadeia trófica ...................................................................222.4.2 Componentes da comunidade fitoplanctônica ............................................................232.4.3 Diversidade morfológica das cianobactérias...............................................................252.4.4 Versatilidade ecológica das cianobactérias .................................................................262.4.5 Ocorrência de florações de cianobactérias..................................................................292.4.6 Ocorrência de cianobactérias tóxicas ..........................................................................322.4.7 Evidências de intoxicações provocadas por cianotoxinas ..........................................392.4.8 Toxinas produzidas por cianobactérias.......................................................................442.4.9 Padrões e limites de cianotoxinas nas águas doces .....................................................512.4.10 Ecofisiologia do fitoplâncton.......................................................................................532.4.11 Fatores ambientais que desencadeiam uma floração ...............................................552.5 ECOESTRATÉGIAS DAS CIANOBACTÉRIAS ........................................................662.5.1 Ecoestrategistas de formação de camada ....................................................................662.5.2 Ecoestrategistas de dispersão homogênea ...................................................................662.5.3 Ecoestrategistas de estratificação.................................................................................672.5.4 Ecoestrategistas de fixação de nitrogênio atmosférico...............................................682.5.5 Ecoestrategistas de formação de pequenas colônias...................................................682.5.6 Cianobactérias bentônicas ............................................................................................683 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ..............................................................................70CAPÍTULO 1 ..........................................................................................................................95FATORES AMBIENTAIS ASSOCIADOS À DINÂMICA DE POPULAÇÕES DECIANOBACTÉRIAS E EUTROFIZAÇÃO NO RESERVATÓRIO DE SÃO SIMÃO .95

81.1 INTRODUÇÃO ................................................................................................................971.2 HIPÓTESE........................................................................................................................981.3 OBJETIVOS .....................................................................................................................982 MATERIAL E MÉTODOS ................................................................................................982.1 ÁREA DE ESTUDO.........................................................................................................992.1.1 Localização e características morfométricas ..............................................................992.1.2 Caracterização das variáveis climatológicas.............................................................1012.1.3 Estratégias de amostragem.........................................................................................1012.2 FATORES ABIÓTICOS................................................................................................1032.2.1 Coleta ............................................................................................................................1032.2.2 Transparência da água (m).........................................................................................1032.2.3 pH, condutividade, oxigênio dissolvido e temperatura da água..............................1042.2.4 Nutrientes .....................................................................................................................1042.2.4.1 Razão N:P..................................................................................................................1052.2.5 Variáveis biológicas .....................................................................................................1052.2.5.1 Determinação da biomassa fitoplanctônica............................................................1052.2.5.2 Coleta dos organismos fitoplanctônicos..................................................................1062.2.5.3 Coleta de cianobactérias para análise de cianotoxinas no séston.........................1062.2.5.4 Análise fitoplanctônica qualitativa e quantitativa dos grupos .............................1062.2.5.5 Biovolume (mm³ L -1 ) ................................................................................................1072.2.5.6 Índice de estado trófico (IET)..................................................................................1083 RESULTADOS ..................................................................................................................1103.1 VARIÁVEIS CLIMATOLÓGICAS.............................................................................1103.2 PARÂMETROS FÍSICO-QUÍMICOS DA COLUNA D’ÁGUA ..............................1123.3 NUTRIENTES NO RESERVATÓRIO DE SÃO SIMÃO .........................................1193.3.1 Séries nitrogenadas......................................................................................................1193.3.2. Fósforo total e dissolvido............................................................................................1223.3.3 Análise da razão N/P no reservatório ........................................................................1233.3.4 Índice de estado trófico no reservatório ....................................................................1243.3.5 Variáveis biológicas .....................................................................................................1273.3.5.1 Concentrações de clorofila-a no reservatório ........................................................1273.3.6 Biovolume relativo (%) de células das cianobactérias .............................................1274 DISCUSSÃO ......................................................................................................................1305 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ............................................................................145

9CAPÍTULO 2: CRESCIMENTO E PRODUÇÃO DE TOXINAS DE ANABAENACIRCINALIS, CYLINDROSPERMOPSIS RACIBORSKII E MICROCYSTISPANNIFORMIS SOB CONDIÇÕES EXPERIMENTAIS ...............................................1541.1 INTRODUÇÃO ..............................................................................................................1561.2 HIPÓTESE......................................................................................................................1581.3 OBJETIVOS ...................................................................................................................1592 MATERIAL E MÉTODOS ..............................................................................................1592.1 ESPÉCIES DE CIANOBACTÉRIAS ESCOLHIDAS ...............................................1592.2 DESCRIÇÃO DAS ESPÉCIES ESCOLHIDAS..........................................................1592.3 CULTIVO DE ANABAENA CIRCINALIS, CYLINDROSPERMOPSIS RACIBORSKII EMICROCYSTIS PANNIFORMIS ............................................................................................1622.4 DELINEAMENTO EXPERIMENTAL DAS ESPÉCIES ESTUDADAS.................1632.5 CONTAGEM DE CÉLULAS E AVALIAÇÃO DO CRESCIMENTO ....................1642.6 TAXAS DE CRESCIMENTO DAS CIANOBACTÉRIAS ........................................1652.7 QUANTIFICAÇÃO DE NEUROTOXINAS (GONIAUTOXINAS) EMCROMATOGRAFIA LÍQUIDA DE ALTA EFICIÊNCIA (CLAE) ..............................1652.8 ANALISE DE MICROCISTINA..................................................................................1662.9 ANÁLISE DOS RESULTADOS ...................................................................................1663. RESULTADOS .................................................................................................................1673.1 CURVAS DE CRESCIMENTO....................................................................................1674 DISCUSSÃO ......................................................................................................................1795 CONCLUSÕES..................................................................................................................1866 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ............................................................................187CAPITULO 3: ANÁLISE DA DISTRIBUIÇÃO GEOGRÁFICA DOS ESTUDOSSOBRE A OCORRÊNCIA DE POPULAÇÕES DE CIANOBACTÉRIAS NOSECOSSISTEMAS AQUÁTICOS........................................................................................1971 INTRODUÇÃO .................................................................................................................1991.2 HIPÓTESE......................................................................................................................2011.3 OBJETIVOS ...................................................................................................................2012 MATERIAL E MÉTODOS ..............................................................................................2013 RESULTADOS E DISCUSSÃO ......................................................................................2024 CONCLUSÕES..................................................................................................................2146 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ............................................................................215

101.1 Introdução GeralO crescimento da população humana e acelerado desenvolvimento das diversasatividades antrópicas, têm excedido o aporte de nutrientes nos corpos d’água, causando aeutrofização e degradação da qualidade da água como resultado do aumento da poluiçãoorgânica e inorgânica, colocando em graves riscos o equilíbrio ecológico dos ecossistemasaquáticos, produzindo sérias conseqüências ecológicas, econômicas, culturais, sociais, saúdepública, degradação estética do ambiente, inclusive com impedimentos para fins deabastecimento de água, recreação e turismo (Kalff, 2002, Smith, 2003; Tundisi, 2003, Tundisi& Matsumura Tundisi, 2008).A contribuição contínua de matéria orgânica, e conseqüentemente, de componentesnitrogenados e fosfatados na água oriundos de principais fontes poluidoras (pontuais edifusas), tais como a descarga de esgotos domésticos e industriais dos centros urbanos e dasregiões agriculturáveis (Azevedo & Vasconcelos, 2006), somados às condições físicas equímicas do ambiente provocam eutrofização das águas (Odum, 1985), favorecendo oaumento da biomassa de organismos oportunistas e o advento de florações de populaçõescianobactérias. Um aumento de densidade desses organismos é cada vez mais freqüente, emtodo o mundo e ao longo de todo o ano.Parte dessas florações também é conhecida como formadora de espécies decianobactérias produtoras de toxinas em que pode haver liberação dessas toxinas nosmananciais de abastecimento público devido à morte ou lise celular e podem chegar até a casado consumidor (Bittencourt-Oliveira, M. C. & Molica, R., 2003), enquanto outras testadas nãoas produzem (Falconer et al., 1989, Himberg et al., 1989, Chorus & Bartram, 1999, Oliver &Ganf, 2000). Além disso, o principal sintoma de estabelecimento do fenômeno deeutrofização são as alterações nas concentrações da razão N:P na água, provocando mudançasdrásticas nas comunidades fitoplanctônicas, tendo como efeito imediato a diminuição dabiodiversidade das espécies aquáticas (Odum, 1985, Delgado & Giani, 1996). Uma únicaespécie de cianobactéria pode ser capaz de produzir de um ou mais tipos de toxinas, ousimplesmente não produzir genes associados à produção de toxinas (Sivonen e Jones, 1999).A água é um recurso mais importante e essencial à vida, todos os organismos vivos,incluindo à subsistência do homem e a todas as etapas do desenvolvimento e bem-estar socialde todas as nações dependem da disponibilidade de água de boa qualidade e do uso racionaldos seus recursos hídricos. No limiar do século XXI, entre outras crises entre nações, a criseda água é uma ameaça permanente à humanidade e à biosfera como um todo (Tundisi, 2003).

11A água cobre cerca de 70% da superfície do nosso planeta. Esta abundância causauma falsa sensação de recurso inesgotável. Estima-se que no mundo existem 1,36 x 10 18 m 3 deágua disponível, distribuído da seguinte forma: águas salgadas dos oceanos e mares, contendomais de 30g.L -1 de sólidos totais dissolvidos (STD) constitui a maior parte (97%), não estandoapta para o consumo humano e animal (www.webencyclo.com, 2004); 3% são águas docessuperficiais: 2,2% encontram-se na forma de gelo, nas calotas polares, portanto de difícilaproveitamento e somente uma parte ínfima das reservas mundiais de água doce superficial,0,8% são de águas realmente disponíveis. Desses 0,8% de águas doces, 97% são de águassubterrâneas profundas, não diretamente disponíveis ao consumo por ser de difícil acesso, e3% são águas superficiais de fácil aproveitamento e aptas para o consumo, encontrando-se emlagos, nascentes e em lençóis freáticos menos profundos (Maynard, 1979; Rainho, 1999).Essa pequena fração de água disponível para o ser humano ainda sofre todo tipo deagressão – desde a destruição das nascentes de rios e lagos até o desperdício e a poluição.Esses valores salientam a grande importância de se preservarem os recursos hídricos e de seevitar a contaminação (Sperling, M. V., 1996). Aliada à falta de água potável está a suadistribuição que é extremamente variável no tempo e no espaço. Em alguns países da Ásia,80% da água disponível se concentra nos meses de maio a outubro, estando congelada noresto do ano. No caso da África, 75% de toda a água só é encontrada entre janeiro e junho,secando no restante do ano (Goldman & Horne, 1983).A água está distribuída de forma desigual pela superfície e aqüíferos do planeta. AAmérica do Sul é abundante em rios, constituindo uma importante reserva de água doce que éutilizada para inúmeras finalidades. A disponibilidade de água nos países latino-americanos éconsiderada de boa qualidade, destacando-se o Brasil, Argentina, Costa Rica, Cuba,República Dominicana, Equador, Panamá e Uruguai que possuem as maiores reservas de águano continente (UNESCO, 2003). O Brasil é o país com maior reserva mundial de águapotável, representando cerca de 12% (Branco & Rocha, 1980) e uma fração enorme dessemanancial está concentrada em um único rio, o Amazonas, com uma vazão anual de 6.000km 3 (Barbosa & Marques, 2002).Atualmente, os recursos hídricos disponíveis para o abastecimento humano, além deescassos, estão cada vez mais pobres em qualidade. Diante disso, a necessidade, cada vezmaior, de obtenção de água na qualidade (características físicas, químicas e biológicas) equantidade desejadas, para os seus diversos usos, leva a obrigação de planejamento,gerenciamento, conservação da qualidade e quantidade de água destinada ao abastecimentopúblico, apresenta-se como o principal desafio do homem neste século (Santos, 2001).

12Além disso, a Organização das Nações Unidas-ONU no seu artigo 30 da Declaraçãodos Direitos Humanos (1948) deixa claro que a água doce é considerada um dos direitosfundamentais das pessoas. Mas a situação mundial é preocupante: enquanto milhões depessoas não têm acesso a este direito, muita água é desperdiçada e poluída por outras. Porisso, foi em boa hora que a ONU decretou o ano 2003 como o Ano Internacional da ÁguaDoce (resolução 55/196, de 20 de dezembro de 2000) apoiada por 148 países ao mesmotempo em que se procedia ao 3º fórum global sobre água em Kioto, Japão (Bouchard, 2004).1.2 Justificativa e Relevância do EstudoOs reservatórios artificiais são ecossistemas aquáticos que apresentam naturezadinâmica importante, quer nos aspectos biológicos, econômicos, sociais, além da base teóricalimnológica e ecológica que proporcionam. Segundo Tundisi & Matsumura (2008), o Brasilpossui 73 reservatórios, a maioria deles localizada na região Sudeste do país, construídos nosúltimos anos com os mais diversos usos, inclusive a geração de 95% de toda a energia elétricaconsumida no país. Como receptores de descargas de dejetos domésticos, industriais eatividades agrícolas, os reservatórios do Brasil, incluindo a usina hidrelétrica de São Simão,resultante do barramento do Rio Paranaíba, em um trecho da divisa entre os Estados de MinasGerais e Goiás, objeto de estudo deste trabalho, também sofrem com problemas deeutrofização (Sperling, V. M., 1996).Com as perspectivas globais de aumento da poluição e crescente eutrofização doscorpos d’água, aumenta a preocupação com o aumento de densidade da comunidadefitoplanctônica, ou blooms, em que as cianobactérias têm despertado grande interesse, não sópela distribuição cosmopolita das espécies e elevado número de linhagens tóxicas, masprincipalmente pela formação de florações nos ecossistemas aquáticos eutrofizados, o querepresenta um grave problema para a saúde publica (Silva, 2005).Também no Brasil, a maioria deles apresenta crescente suprimento de nutrientes,principalmente nitrogênio (N) e fósforo (P) a partir de freqüentes despejos de dejetosdomésticos e industriais, especialmente reservatórios situados próximos aos grandes centrosurbanos. Nas regiões mais afastadas dos grandes aglomerados humanos, os reservatórios sãoafetados pelo carreamento do solo, provocado pelo desmatamento, e por subprodutosoriginados de atividades agropecuárias. Este fenômeno reduz consideravelmente aspossibilidades dos usos múltiplos nos reservatórios (Tundisi & Matsumura-Tundisi, 1992).

14Ademais, como uma mesma espécie pode sintetizar vários metabólitos secundáriosdiferentes que, quando ingeridos através da água ou do consumo do pescado, causam sériosefeitos na saúde humana e são responsáveis pelo envenenamento de animais aquáticos,domésticos e selvagens. Em alguns casos, a remoção dessas toxinas é difícil, pois são estáveise resistentes à hidrólise química ou oxidação o que causa também elevados custos detratamento da água para fins de abastecimento público (Lahti et al., 1997).A predominância de cianobactérias nos meses mais quentes do ano, em climastemperados, é explicada por uma melhor adaptação alguns destes organismos a temperaturasmais elevadas, pela alta capacidade de capturar a luz em comprimento de onda não utilizadopor algas verdes, e pela possibilidade de se desenvolverem em condições de baixa relaçãoN/P, grande tempo de residência das águas e reduzida concentração de carbono inorgânicodissolvido (Whitton & Potts, 2000). Neste caso, para as condições tropicais, hápotencialmente uma maior facilidade para a eutrofização, em virtude de uma maiorintensidade da radiação solar e temperatura mais elevada. Em lagos rasos o processo deeutrofização é bem mais facilitado.O trabalho foi desenvolvido com base nas evidências desse problema decianobactérias, abordando diversos aspectos de fatores ambientais que colaboram para aocorrência desses organismos e a produção de toxinas.1.3 Objetivo Geral do TrabalhoO presente estudo teve como objetivo geral avaliar a dinâmica da ocorrência dacomunidade de cianobactérias, produção de toxinas e buscando compreender inter-relações defatores ambientais que regulam estas florações bem como avaliar saxitoxinas em umreservatório oligo-mesotrófico do Sudeste do Brasil, além da formação de um recurso humanocom responsabilidade de contribuir para o gerenciamento de recursos hídricos deMoçambique. Este objetivo foi desdobrado a objetivos específicos nos três capítulosrespectivos.1.4 Linhas de PesquisaEste trabalho se enquadra nas linhas de pesquisa do curso de Pós-Graduação emEcologia, Conservação e Manejo de Vida Silvestre-ECMVS/ICB/UFMG, no momento em

15que busca o conhecimento adequado do fenômeno da proliferação de populações decianobactérias nos corpos d’água doce, usando como ferramenta fatores ambientais quecolaboram para a ocorrência desses organismos tóxicos ou não, um tema atual queefetivamente interessa a ecologia aplicada.O presente trabalho faz parte de um grande projeto temático sobre cianobactérias ecianotoxinas em reservatórios do estado de Minas Gerais, coordenado pelo Laboratório deFicologia do Instituto de Ciências Biológicas, Universidade Federal de Minas Gerais - UFMGe financiado pela Companhia Energética de Minas Gerais - CEMIG (Convênio 6115 –CEMIG/ICB/DBO/Cianobactérias), sendo o reservatório de São Simão escolhido basicamenteporque em trabalho recente foram verificadas ocorrências de formação de cianobactériasdurante todo o período de estudo.1.5 Estrutura do TrabalhoO trabalho apresenta-se estruturado em três capítulos, de forma a facilitar apublicação.O primeiro capítulo intitulado “Fatores ambientais associados à dinâmica depopulações de cianobactérias no reservatório de São Simão” aborda o monitoramento dapresença de cianobactérias no referido reservatório e caracteriza limnologicamente o corpod’água, relatando a metodologia utilizada nas coletas de amostras ambientais.O segundo capítulo “Crescimento e produção de toxinas de Anabaena circinalis,Cylindrospermopsis raciborskii e Microcystis panniformis” apresenta os dados decrescimento dessas linhagens, em laboratório.O terceiro capítulo “Análise da distribuição geográfica dos estudos sobre aocorrência de populações de cianobactérias nos ecossistemas aquáticos” apresenta dados deum levantamento dos estudos sobre cianobactérias em escala mundial, continental, brasileira eos periódicos de publicação dos trabalhos.2 Bases Científicas2.1 Reservatórios ou Represas ArtificiaisReservatórios ou represas são obras de engenharia, onde uma barreira construídapelo homem, geralmente em vales profundos de rios, o fecha transversalmente de uma

16margem a outra para obstruir o fluxo do curso d’água desse rio, e mantendo assim a águaconfinada e controlada. Segundo Tundisi & Straskraba (1999), a construção de reservatóriostornou-se um dos grandes exemplos de experiências impostas pela ação do homem emmodificar condições que ocorrem naturalmente no ecossistema para atender diversasnecessidades básicas. As represas são caracterizadas, por margens abruptas, região litorâneaausente ou pouco desenvolvida, uma bacia envolvente a partir da represa, umdesenvolvimento da margem maior, formato em V, hidrodinâmica altamente variada,envelhecimento rápido, normalmente apresentam três saídas da água: vertedouro, turbinas edescarga de fundo.Normalmente, o barramento é feito num rio de grande porte, então, os reservatóriostêm menos afluentes, embora haja tributários que chegam na região inundada. O grau deheterogeneidade horizontal e vertical de um reservatório apresenta três zonas comcaracterísticas distintas: a influência do rio pode representar zona estreita, rasa, fluxo alto,concentração de nutrientes elevada, matéria orgânica autóctone, mais eutrófica; a transição derio para lacustre pode representar uma zona longa, profunda, fluxo reduzido, concentração denutrientes, matéria orgânica intermediária, menos eutrófica e enquanto a zona lacustre é maislarga e profunda, com profundidade máxima localizada próxima à barragem, fluxo reduzido,concentração de nutrientes reduzida, mais oligotrófica (Represas, 2001).Segundo Straskraba et al. (1993b), o tempo de residência d’água é mais curto, desemanas ou meses, a estratificação térmica ocorre na zona de transição (região limnética) enão na região do barramento e a deposição de sedimentos é maior na zona ribeira. Além disso,apresentam uma comunidade dominada por organismos r-estrategistas.Os reservatórios são construídos com objetivos de atender a usos múltiplos, queentre os quais: garantir o abastecimento de água em períodos de estiagem, produção deenergia elétrica, aproveitamento para irrigação de culturas, indústria, pesca artesanal extrativae criação de peixes, transporte por navegação, recreação e lazer, dessedentação de animais,processamento de manufaturados, também a regularização da vazão das águas, como formade minimizar os danos causados por cheias a jusante da barragem (Tundisi, 1988).Margalef (1983) define um reservatório como um híbrido entre rios e lagos, onde aorganização horizontal dos rios e a vertical dos lagos, são substituídas por outras organizaçõesintermediárias, caracterizadas por uma elevada taxa de renovação de água e um efeito detransporte muito semelhante aqueles das águas correntes. Por outro lado, Tundisi (1977)considera um reservatório como um “vaso de reações”, no qual são lançados todos os tipos dedescargas, sejam, industriais, domésticas ou agrícolas contribuindo para a eutrofização.

17No entanto, diversos impactos antecedem e sucedem sua construção. No caso dosimpactos após a construção, estes estão associados, principalmente, ao uso e à ocupação dabacia hidrográfica, o que envolve o lançamento de efluentes domésticos e industriais, asatividades agrícolas, com uso inadequado do solo e utilização de pesticidas e fertilizantesquímicos, atividades pastoris, pesca predatória e turismo, os quais promovem o carreamentode materiais diversos aos recursos hídricos, contribuindo com a contaminação e a eutrofização(Tundisi, 2008).Os processos de contaminação e eutrofização, dependendo de várias característicasdo reservatório e da magnitude e freqüência dos impactos desenvolvidos na baciahidrográfica, contribuem para a degradação acelerada da qualidade e disponibilidade da água,comprometendo os usos múltiplos do sistema aquático para o homem.2.2 Eutrofização de Reservatórios ou RepresasO nitrogênio e fósforo são elementos importantes no metabolismo de ecossistemasaquáticos, podendo atuar como fatores limitantes para produção de moléculas vitais(aminoácidos e ácidos nucléicos), mas, em excesso, podem causar eutrofização. O fenômenode eutrofização é cada vez mais freqüente em muitos ambientes aquáticos como rios, lagos ereservatórios. Pode ser conseqüência de despejos de esgotos domésticos ou industriais,drenagem urbana bem como erosão de solos agrícolas nas proximidades da água pordesmatamento das matas ciliares, a adubação das lavouras, de piscicultura e da criação deanimais, como bois e porcos dentre outras. O aumento da eutrofização dos ambientesaquáticos tem promovido mudanças significativas na qualidade da água, incluindo: aoaumento de incidência de florações de microalgas e cianobactérias, a redução do oxigêniodissolvido, morte intensiva de peixes.Desde a criação do conceito de eutrofização por Naumann (1919), embora não tenhafeito referência à composição específica do fitoplâncton, esse conceito evoluiusignificativamente. Atualmente, eutrofização é definida como o processo de enriquecimentoconstante de um corpo d’água por nutrientes essenciais para o crescimento vegetal (Kalff,2002). Segundo Wetzel & Likens (2000), a eutrofização, na definição mais genérica, é oprocesso de excessivo enriquecimento de um corpo de água com elementos nutritivos e/oumatéria orgânica úteis para o crescimento das plantas ou produtores primários, geralmente sobforma de N-NO - 3 e P-PO - 4 , o que quaisquer outros elementos.

18Foram tantas e tão intensas as atividades humanas, que este mal, que há séculos vemafetando a qualidade das águas, “explodiu” de forma incontrolável nas últimas décadas.Hutchinson (1957) distinguiu dois tipos de eutrofização: natural e cultural: quando a origem énatural, o sistema aquático torna-se eutrófico de forma muito lenta e gradual ao longo dotempo geológico e benéfico, já que os nutrientes são necessários à manutenção da vidaaquática e o sistema mantém-se em equilíbrio. Geralmente a água mantém-se com boaqualidade para o consumo humano e a comunidade biológica continua a ser saudável ediversa.A eutrofização cultural ou artificial, ou ainda antrópica, é um processo dinâmicoresultante da ação da mão do homem. Neste caso, há um aceleramento do processo, os ciclosbiológicos e químicos podem ser dificultados e, muitas vezes, o sistema progride para umestado essencialmente morto. A crescente interferência do Homem no sistema natural,materializada, por exemplo, na agricultura, nas descargas de esgotos domésticos, urbanos,dejetos de efluentes de agro-indústrias, na erosão das terras da bacia vertente, das águasresiduais e de outros setores, é o principal fator conducente ao enriquecimento das massascom água com nutrientes, especialmente na forma nitrogenada (amônia e nitratos) e fosfatada,auxiliada por temperaturas elevadas e períodos longos de luminosidade (Pitois et al., 2001).O rápido desenvolvimento de vegetais e outros organismos fotossintetizantesaquáticos, inicialmente cianobactérias, em lagos, reservatórios e rios é um problema crescenteem escala mundial e afeta cada vez mais as comunidades (Skulberg et al., 1984; Bartram etal., 1999; Smith 2003). Na Europa, Ásia e nas Américas mais de 40% dos lagos são eutróficos(Bartram et al., 1999). A eutrofização comporta também um custo ambiental importante paraos habitantes locais (Pretty et al., 2003).A eutrofização cultural de lagos ou reservatórios é causada substancialmente pornutrientes alóctones adicionados ao sistema e tendo como conseqüência uma acumulaçãoexcessiva na camada superficial, de grandes massas, inicialmente de populações decianobactérias com aerótopos que diminuem a radiação luminosa que atinge as águas maisprofundas e, alterando assim, todo o ecossistema em termos de produtividade.Por outro lado, fatores como a diminuição da temperatura, luminosidade e duraçãodo fotoperíodo, coincidente, na maioria dos casos, com sabor desagradável da água e umaredução do aspecto estético (visual e odor), diminuição da potabilidade d’água e mudança nacomposição da comunidade zooplanctônica e ictiológica, com turbidez elevada, uma depleçãodos valores do oxigênio dissolvido pela elevada respiração e decomposição e pH disponível

19na coluna d’água, ocorre o colapso das florações, o que significa que enormes quantidades dematéria orgânica são disponibilizadas, resultado de ação antrópica, estimulando o crescimentode bactérias quimioheterotróficas, que decompõem, consumindo, para isso, oxigênio (Smith,2003).Uma outra conseqüência da eutrofização, que é particularmente crítica e queinteressa o presente trabalho, é uma transição na composição específica do fitoplâncton parauma dominância de cianobactérias e produção de toxinas por algumas espécies. Segundoalguns autores, esta produção não é mais do que um mecanismo defensivo contra ozooplâncton e outros herbívoros, garantindo aos produtores, fraco gosto alimentar devido àtoxicidade acumulada nas células, à semelhança do que fazem as plantas vasculares aoproduzirem taninos, fenóis e outras substâncias para se protegerem da herbivoria (Dokulil &Teubner, 2000).Assim, embora estas substâncias tóxicas liberadas no meio aquático, aquando da liseou morte das células por processos naturais, não contaminem o zooplâncton, os seus efeitospodem ser dramáticos. Três hipóteses baseadas na literatura sobre as interações entrecianobactéria e zooplâcton filtrador-comedor, principalmente: predação sobre as linhagenstóxicas é mais baixa do que as não tóxicas. Zooplâncton predará mais eficientementebiomassa de frações menor (como em Microcystis) porque as colônias menores passarão maisfacilmente o aparelho filtrador do zooplâncton. Ao contrário das células filamentosas (comoem Planktothrix) porque os filamentos são menos filtrados da água porque podem causarentupimento ou obstrução no sifão inalante do zooplâncton. Porém, algumas espécies dezooplâncton mostram ser filtradores independentes do tamanho, formato ou toxicidade dascianobactérias (Lampert, 1987b).A circulação de nutrientes num lago e reservatório é bastante importante para acaracterização da produtividade, já que ela é definida, no aspecto geral, como sua capacidadede alimentar organismos aquáticos associados à sua riqueza em nutrientes que possibilitam avida e a reprodução de tais organismos (Branco, 1971, 1978). Diversos fatores afetam acirculação de nutrientes em corpos d’água, como por exemplo, profundidade do lago,inclinação e conformação das margens, temperatura, vida útil, vento, natureza, e modo deintrodução das cargas poluidoras, fertilidade e, portanto – uso agropecuário da bacia dedrenagem (Branco, 1980).Os fertilizantes responsáveis pela eutrofização podem trazer benefícios ou prejuízosao ecossistema, dependendo de causar ou não desequilíbrios ecológicos. Através da história ohomem tem sido o grande modificador do ambiente e com o desenvolvimento e crescimento

20de cidades, o lançamento de esgotos e resíduos industriais, o uso – freqüentemente excessivo– de fertilizantes minerais, e o aumento do fenômeno da erosão, em conseqüência dodesmatamento, observa-se uma tendência crescente à chamada eutrofização acelerada daságuas, uma conseqüência da civilização.Para Harper (1992), uma das principais causas da eutrofização são as atividadesantropogênicas, que aumentam nos recursos hídricos, os níveis de fósforo e outros nutrientes,através do lançamento de águas não tratadas, ou parcialmente tratadas, de origem humana ouanimal; ou do excesso de fertilizantes usados na agricultura. O fósforo é comumenteencontrado na forma de ortofosfatos, polifosfatos e fósforo orgânico.Para Converti et al. (1993), os ortofosfatos (PO 3- 4 , HPO 2- -4 , H 2 PO 4 e H 3 PO 4 )encontram-se diretamente disponíveis para o metabolismo biológico, sem necessidade deconversão às formas simplificadas.Por sua vez, o nitrogênio alterna-se entre várias formas e estados de oxidação em nociclo na biosfera. Apresentando-se na água, sob as seguintes formas: nitrogênio molecular(N 2 ), nitrogênio amoniacal (NH 3 ), nitrito (NO - 2 ) e nitrato (NO - 3 ). O contaminante maiscomum da água superficial, produzido por atividades antrópicas, são os nitratos cuja poluiçãocresce continuamente em decorrência destas mesmas ações humanas (freeze & Cherry, 1979).Estes nitratos são formas aniônicas estáveis de nitrogênio (N) sob certas condições naturais(Stumm & Morgan, 1981), formando assim compostos altamente solúveis em água (Hook,1983 e com grande mobilidade no solo. Tais características permitem o seu transporte a partirde sistemas superficiais para o ambiente onde podem vir a ser convertidos em formas denitrogênio capazes de promover eutrofização de águas superficiais ou provocar prejuízos àsaúde de animais e de humanos).Quando ingeridos por crianças lactentes, altos teores de nitratos nas águas deabastecimento, maiores que 10 mg.L -1 , as pessoas consumidoras dessas águas podemdesenvolver câncer e causar cianose infantil ou methemoglobinemia ou síndrome de “bebésazuis”, com menos de três meses de idade (Masters, 1991). O nitrogênio nítrico não épropriamente tóxico na forma de nitratos. Mas, quando reduzidos a nitritos na cavidadegástrica, tornam-se perigosos à saúde uma vez que inibem o papel transportador de gasesefetuado pela hemoglobina do sangue, transformando-a em methemoglobina. Isbizuka (1998)salienta que o nitrogênio na forma de amônia é altamente tóxico para os peixes.

212.3 Eutrofização nos Ambientes Aquáticos do BrasilNo Brasil, o elevado crescimento da população urbana tem acarretado um aumentoda eutrofização nos ecossistemas aquáticos epicontinentais que, por sua vez, tem resultado noenriquecimento de nutrientes (nitrogênio e fósforo) (Silva, 2005). Segundo Tundisi &Matsumura (2008), a eutrofização dos 73 ambientes aquáticos artificiais ocorre a um nível devariada magnitude e distribuição pelo país e se deve em parte à urbanização e às atividadesagrícolas e industriais. As regiões Sudeste e Sul têm como um de seus grandes desafiosambientais a recuperação de rios, lagos e reservatórios eutrofizados (Tundisi, 2003).Vale ressaltar alguns desses reservatórios que estão submetidos á eutrofização: Funil-RJ (Bobeda, 1993), Itaipu, Capivara-PR (Kamogae et al., 2000), Amparo e Itaquacetuba-SP(lagos et al., 1999), Tapacurá-PE (Nascimento et al., 2000), Ingazeira-PE (Bouvy et al.,1999), Itaúba-RS (Werner et al., 2000), Sta. Rita-SP (Sant’Anna & Azevedo, 2000),Juramento-MG (Jardim et al., 2000b), Três Marias-MG (Jardim et al., 1999, 2000b), Furnas-MG (Jardim, 1999; Jardim et al., 2000a), Vargem das Flores-MG (Jardim, 1999; Jardim et al.,2000b), São Simão (Pinto-Coelho, 2004), Guarapiranga-SP (Sertão et al., 1991, Lorenzi,2004), Salto Grande-SP (Minote, 1999), Barra Bonita-SP (Calijuri, 1999), Irai-PR (Freire &Bollmann, 2003), Billings-SP (Lorenzi, 2004).2.4 O fitoplânctonO plâncton (do grego “planktos”) foi conceituado por Hensen (1887) como sendo oconjunto de organismos pequenos que vivem flutuando livremente na coluna d’água e que nãopossuem movimentos próprios, sendo são transportados ao sabor da corrente d’água. Emambientes aquáticos naturais, a comunidade planctônica é comumente representada pelosseguintes componentes: microplâncton – bacterioplâncton (bactérias, fungos e leveduras),fitoplâncton (algas e cianobactérias) e zooplâncton (pequenos animais), sendo característicoda região limnética ou pelágica. Destes, podem-se distinguir aqueles que permanecem todo otempo na coluna d’água (euplanctônicos) e de outros que acidentalmente acessam o plâncton(acidentais). Quando diferenciados pelo tamanho, o fitoplâncton pode ser macroplâncton(>200 um), microplâncton (200-20um), nanoplancton (20-2um), picoplancton (2-0,2um) efemtoplâncton (

22colônias filamentosos, planos ou esféricos, fotoautotróficos, procariontes e eucariontes,microscópicos. Todo o fitoplâncton, mesmo os componentes mais evoluídos, carecem deverdadeiras raízes, caules e folhas.Os representantes fitoplanctônicos são comumente encontrados nas divisõesChlorophyta (algas verdes), Chrysophyta (amarelas douradas), Cyanophyta (verdesazuladas), Pyrrophyta (com reserva de paramilo) e Euglenophyta (flagelados unicelulares,presença de cromatóforos verdes nos gêneros pigmentados).2.4.1 O papel do fitoplâncton na cadeia tróficaNos ambientes aquáticos os organismos fitoplanctônicos desempenham um papelcentral e relevante na base das cadeias tróficas pelágicas, na qual constituem o início dacadeia, onde funcionam como produtores primários nos processos funcionais do ecossistema ena ciclagem de nutrientes, na interface úmida da terra com o ar (cascas de árvores, paredes,telhados, vidros, etc.), vivendo livremente ou em simbiose com outros seres vivos, tais como:plantas, fungos (liquens) e animais, produzindo matéria orgânica e dióxido de carbono paratodos os organismos heterotróficos, além de servirem como fonte de oxigênio, necessário parao metabolismo dos consumidores (Lee, 1999) e por isso, responsáveis por parte essencial daprodução primária nos ecossistemas aquáticos.Quando determinadas condições são favoráveis (temperaturas elevadas associadas àdas condições meteorológicas calmas, níveis elevados de nutrientes de origem antrópica ounaturais), algumas espécies podem proliferar de maneira significativa (Reynolds, 1988).Segundo Mcqueen et al. (1986), a estrutura de qualquer comunidade aquática está sob ocontrole de diferentes fatores que interagem simultaneamente, entre eles:- os fatores ascendentes ("bottom-up", em inglês) que são definidos em especial, peladinâmica das fontes nutritivas (aportes endógenos e exógenos) e que vão determinar o tipo depopulação algal;- os fatores descendentes ("top-down", em inglês) que são definidos em particular,pela pressão de predação exercida pelos herbívoros e que vão, por sua vez, modificar aestrutura da cadeia trófica;Assim, os organismos fotossintéticos serão pastoreados por zooplâncton herbívoro,ele mesmo consumido por zooplâncton de maior tamanho, ou por peixes.Em todos os casos, os peixes carnívoros representam o maior nível trófico superior dosecossistemas aquáticos. Cada etapa gera detritos de matéria orgânica particulada (MOP) edissolvida (MOD), produzida pelas algas autotróficas. As bactérias garantem a mineralização

23da MO, que se torna, então, novamente disponível para a cadeia alimentar do sistema.Dentro da comunidade fitoplanctônica, o período de estratificação e estabilizaçãotérmica da coluna de água (relação com o vento, a corrente d’água, etc.) provoca umasubstituição de espécies não móveis, como as de Cryptophyceae e Bacillariophyceaedominantes durante os períodos seco e chuvoso, períodos de mistura ou desestratificaçãotérmica e instabilidade da coluna d’água por espécies flageladas (como as Dinophyceae e osChrysophyceae) e as cianobactérias (Harris & Baxter, 1996; Jones & Poplawski, 1998). Estasúltimas se movem na coluna d’água para otimizar sua atividade fotossintética em função dailuminação e das concentrações de nutrientes, que justifica a menção de ecoestratégicas deChorus & Bartram (1999).Utilizando a combinação de parâmetros múltiplos, tais como a temperatura, aintensidade luminosa, as exigências em nutrientes, a velocidade de crescimento, odeslocamento na coluna d'água e/ou a pressão do pastoreio, definiram os grupos ouassembléias para o conjunto de espécies fitoplanctônicas a fim de caracterizar depois decomparar com os estados tróficos entre eles. Essas associações podem também serdeterminantes durante modificações ecológicas perturbando o ecossistema (Reynolds, 1998,Reynolds et al., 2002, Kruk et al., 2002, Reynolds, 2006).2.4.2 Componentes da comunidade fitoplanctônicaO fitoplâncton reagrupa naturalmente duas categorias bem marcadas de organismosfotossintetizantes considerando um caráter citológico na sua organização celular, ou seja, apresença ou a ausência de membrana nuclear. Os indivíduos que possuem núcleo diferenciadosão classes sob o nome de eucariontes ou algas verdadeiras, aqueles que estão desprovidos denúcleo sob o nome de procariontes ou cianobactérias, uni ou pluricelulares, aeróbiosfotoautotróficos, apresentando fotossistemas I e II, reprodução apenas assexuada, destas sãoessenciais no ecossistema aquático continental, a maioria faz parte do fitoplâncton, sendoprodutores primários, contribuindo desde modo para a produtividade primária do ecossistema.As microalgas e cianobactérias formam a base da cadeia alimentar nos ecossistemas aquáticos(Dokulil & Teubner, 2000).Taxonomia, biologia e ecologicamente as cianobactérias, também chamadascianofíceas, algas azuis ou algas verde-azuis, é um grupo diverso de organismos queapresentam principais caracteres bioquímicos e estruturais que muito as aproximam, ao grupodas Bactérias, Phylum Cyanophyta e classe Cyanophyceae (ausência de membranaenvolvendo o núcleo e de plastos, estrutura química da parede celular é basicamente a mesma

25não produzem toxinas. Segundo Carmichael (2001), as cianobactérias responsáveis porintoxicações por cianotoxinas incluem cerca de 40 gêneros, mas os principais são Anabaena,Aphanizomenon, Cylindrospermopsis, Lyngbya, Microcystis, Nostoc, Oscillatoria ePlanktothrix.2.4.3 Diversidade morfológica das cianobactériasAs cianobactérias descritas morfologicamente alcançaram uma ampla diversidade,sob diversos tamanhos ou formas, desde as mais simples - formas unicelulares (0,5 a 100 µm)- a maiores agregações com mais de 100 células, divido às adaptações morfológicas,bioquímicas e fisiológicas adquiridas durante a sua longa estória evolutiva. Sua morfologiabásica pode variar de uma constituição unicelular colonial ou multicelular, a uma formafilamentosa. As formas unicelulares, como as representantes da ordem Chroococcales,possuem células esféricas, ovais, cilíndricas e irregulares. As células podem ser encontradasisoladas ou agregadas em colônias regulares ou irregulares, cujo tipo de divisão celular(reprodução) ocorre por fissão binária 1, 2, 3 ou múltiplos planos. A manutenção da estruturacolonial é auxiliada pela presença de exopolissacarídeos, como um envelope mucilaginosoe/ou bainha firme, secretada durante o crescimento da colônia (Sivonen & Jones, 1999).A forma filamentosa é típica de um grande número de espécies de cianobactérias e,dependendo da espécie, pode crescer aderida, com filamentos livres (tricoma = fileira decélulas) ou formando uma camada com aspecto de uma malha entrelaçada, com filamentosvariando de retilíneos a espirais (Yoo et al., 1995).A morfologia celular de algumas espécies de cianobactérias, como as da ordemNostocales, pode incluir células vegetativas especializadas e diferenciadas, encontradas notricoma de algumas espécies, com parede espessada, denominadas heterocitos e acinetos. Osheterocitos permitem ao organismo a capacidade de fixar o nitrogênio atmosférico,convertem-no diretamente em amônio e depois o utilizam nos processos metabólicos comofonte de energia. Enquanto os acinetos, com conteúdo celular densamente granulado,funcionam como esporos de armazenamento de nutrientes, reprodução e esporos deresistência durante os períodos de condições adversas, tais como seca, extremo frio, calor,falta de nutrientes, ficando o organismo em estágios de repouso, permitindo a sobrevivênciadas cianobactérias, as quais sobrepõem uma vantagem evolutiva sobre outras espécies nãofixadoras de nitrogênio (Yoo et al., Op. Cit).

262.4.4 Versatilidade ecológica das cianobactériasAs cianobactérias são o grupo que exibe uma grande versatilidade e flexibilidade aadaptações bioquímicas, fisiológicas, genéticas e reprodutivas que, garantiu a permanênciadestes organismos até os dias atuais e apresentam uma ampla distribuição geográfica, podemser encontradas, em praticamente todos os mais diversos tipos de condições ambientais daTerra, desde ecossistemas de terras férteis a desertos quentes e frios, mostrando vantagensadaptativas competitivamente superiores a outros componentes do fitoplâncton.Entretanto, são nos ambientes aquáticos, tanto de água doce quanto em águas salobrae marinha que encontramos maior prevalência e crescimento de cianobactérias: desde fontestermais (algumas espécies podem ser encontradas em temperaturas de até 85ºC), águasgeladas nas regiões polares e neve, mananciais superficiais do Ártico ao Antártico, todacoluna d’água, bentônicas ou pelágicas, sedimentos, sobre macrófitas aquáticas, perifítica,lagos, rios, estuários, em meios muito ácidos ou alcalinos (Bothe, 1982; Fay, 1983; Lee, 1999,Grossman et al., 1994, Esteves, 1998; Hyenstrand et al., 1998; Chorus & Bartram, 1999,Hyenstrand, 1999, Adams, 2000; Dokulil & Teubner, 2000; FUNASA, 2003, Yunes, 2003).A disponibilidade de nutrientes nos corpos d’água é um fator crucial para odesenvolvimento de populações de cianobactérias. Elas podem apresentar elevada afinidadepor compostos de nitrogênio e de fósforo favorecendo-as na competição com outrosorganismos fitoplanctônicos, quando sob limitação. Adicionalmente, algumas espécies decianobactérias possuem um mecanismo de elevada capacidade de reservas de fosfato (“luxuryuptake”), que lhes permite armazenarem fosfato suficiente para realizar de 3 a 4 divisõescelulares: sendo assim, uma célula pode multiplicar em 8 ou 16 células sem necessidade deassimilar mais fosfato e a biomassa pode ser multiplicada por dez ou mais vezes; quando ofosfato dissolvido estiver completamente exaurido no meio (Mur et al., 1999, Chorus & Mur,1999, Istvánovics et al., 2000).Características fisiológicas e ecológicas marcantes desse grupo, como a altacapacidade de fixação de nitrogênio, tanto da água como da atmosfera ou assimilação deoutras formas disponíveis de nitrogênio (como o amônio e nitrato), mixotrofia e adaptação desobrevivência em condições de baixa luminosidade, produção de pigmentos acessóriosnecessários à absorção mais eficiente da luz (ficobiliproteinas) e de toxinas alelopáticas, altastemperaturas na superfície e estratificações térmicas da coluna da água, pobre qualidadenutricional, podem explicar a distribuição das cianobactérias em diversos biótipos aquáticostão diversos, diferentes, extremos e resistir com as pressões seletivas nestes ambientes.

27Várias hipóteses são presentes na literatura científica, como pode ser visto no item2.4.11 deste trabalho (Dokulil & Teubner, 2000; Oliver & Ganf, 2000). A capacidade dascianobactérias para ocuparem todos os habitats deve-se à sua longa história evolutiva,havendo registros fósseis com amontoados de algas procarióticas (cianobactérias) de suaorigem estimada em cerca de 3.5 bilhões de anos, estando provavelmente entre as primeiras emais antigas formas de vida registradas no planeta produtores primários de matéria orgânica aliberarem o oxigênio elementar sobre a terra, o que alterou profundamente toda a composiçãoda atmosfera terrestre e que possibilitou a evolução de muitas outras formas de vida (Shopf,1993; Carmichael, 1994, Yoo et al., 1995, Hyenstrand et al., 1998; Hyenstrand, 1999; Dukulil& Teubner, 2000, Whitton & Potts, 2000).A capacidade e controle de flutuabilidade (“buoyancy”) em ecossistemas aquáticosque a maioria das populações de cianobactérias planctônicas possui como vantagem ecológicaé conferida pela presença de vacúolos ou cilindros cheios de gás protéicos, chamadosaerótopos – vesículas gasosas ou pseudovacúolos que acumulam gás e auxiliam na flutuaçãoou migração verticais no interior da coluna d’água (Calijuri et al., 2006).Adicionalmente com suas alterações fisiológicas regulam a flutuabilidade a partir daprodução de gás e de glicogênio resultante da fotossíntese (glicogênio utilizado como peso), éuma das características da regulação fisiológica da migração vertical das cianobactériasconsiderada importante para o sucesso desses organismos na variabilidade de ecossistemasaquáticos e por conferir a redução das perdas de biomassa por sedimentação, a possibilidadeda migração vertical para a superfície, a regulação da posição na profundidade, a fim deotimizar as condições de captação da radiação solar pela fotossíntese e de nutrientes em quese encontram e uma vantagem competitiva comparativamente com outras microalgas(Reynolds & Walsby, 1975; Paerl et al., 1983; Walsby, 1994; Reynolds, 1997).Wallace & Hamilton (1999) mencionaram três mecanismos fisiológicos dascianobactérias em relação à regulação da flutuabilidade: 1) a mudança na forma de estocarcarboidratos, 2) regulação da síntese da vesícula de gás e 3) o colapso irreversível dasvesículas de gás sob a regulação da pressão de inflar. Estes atributos fisiológicos da regulaçãode flutuabilidade de cianobactérias foram definidos a partir de estudos de outrospesquisadores de ecologia fisiológica de cianobactérias, inclusive a pesquisa de Wallace &Hamilton (1999) sobre Microcystis aeruginosa.

28Os autores demonstraram em estudo de limnologia experimental que o aumento doaporte de nutrientes, aumentou a biomassa total do fitoplâncton, especialmente cianobactériasem lago enriquecido com seu sucesso em manter a razão entre flutuação/sedimentação(Cottingham et al., 1998).De acordo com Paerl (1988), algumas cianobactérias, possuem vários meios deutilização da matéria orgânica para satisfazer os requerimentos de energia, crescimento eprodução de metabólitos. Diversos estudos sistemáticos e ecológicos têm relacionado apromoção do crescimento e dominância de cianobactérias com ambientes que apresentamenriquecimento de matéria orgânica. Águas eutróficas e hipereutróficas, ricas em matériaorgânica dissolvida, são particularmente suscetíveis à floração de cianobactérias.A disponibilidade de elevadas concentrações de nutrientes na água, especialmentecom altos níveis de séries de compostos nitrogenados e fosfatados é um fator crucial para ocrescimento acelerado das cianobactérias e outras microalgas (Calijuri et al., 2006). SegundoMur et al. (1999), as cianobactérias mostram elevada afinidade por compostos de nitrogênio ede fósforo, favorecendo-as na competição com outros organismos fitoplanctônicos, quandosob limitação de nitrogênio e fósforo. Além do mais, certas espécies de cianobactérias detêmum mecanismo de estoque de fosfato (“luxury uptake”), que lhes permite estocar fosfatosuficiente para realizar de 3 a 4 divisões celulares. Sendo assim, uma célula pode multiplicarem 8 ou 16 células sem necessidade de recorrer a nova assimilação de fosfato, e a biomassapode ser multiplicada por dez ou mais vezes, quando o fosfato dissolvido estivercompletamente esgotado no meio (Chorus & Mur, 1999; Istvánovics et al., 2000).Apesar de longa existência das cianobactérias, a partir do Pré-cambriano, nãoperderam vitalidade e ainda são capazes de colonizar os mais variados tipos de biótopos,incluindo ambientes com condições muito extremas. A viabilidade e diversidade dessesorganismos estão provavelmente conectadas com capacidade adaptativa. O grupo tem cercade 2800 morfoespécies descritas, a maioria de águas continentais, mas existe grande riquezade espécies também em ambientes marinhos e terrestres (Wilmotte, 1994; Komárek &Anagnostidis, 2005).Do ponto de vista da qualidade d’água, das características que chamam especialatenção sobre as cianobactérias: 1) a capacidade de certos gêneros, de formar florações “oublooms”; 2), o potencial de alguns gêneros, de serem tóxicos (Chorus & Bartram, 1999).

292.4.5 Ocorrência de florações de cianobactériasEm corpos d’água recreacionais e para consumo humano, populações decianobactérias, sob certas condições e em determinado local, podem se desenvolver emgrandes quantidades, superiores à média (20.000 células.mL -1 ), valor máximo recomendadopela ONU, formando uma biomassa visível a olho nu, chamada de floração ou bloom(Annadotter et al., 1995, Falconer, 1996, Tochimsen et al., 1998, Chorus & Bartram, 1999,Oliver & Ganf, 2000, Carmichael et al., 2001).Freqüentes florações são formadoras de cianobactérias em águas continentaiseutrofizadas, sendo consideradas indicadoras da deterioração da qualidade ambiental.Segundo Paerl (1997), além de existirem fatores ambientais específicos que podem causare/ou regular a multiplicação e conseqüente predominância de populações de cianobactérias,mesmo em condições de baixa concentração de fósforo ou especialmente quando a relaçãoN:P é baixa. As características fisiológicas desses organismos também parecem contribuirpara o sucesso competitivo sobre os outros organismos produtores e consumidores.As cianobactérias possuem vários meios de utilizar a matéria orgânica, parasatisfazer as necessidades energéticas de crescimento, fundamentalmente a alta capacidade defixação de nitrogênio atmosférico, maior acumulação de polifosfatos por parte de algunsgêneros de cianobactérias e utilização de várias estratégias metabólicas de síntese de toxinaspotencialmente tóxicas (Sommer, 1985; Oliver & Ganf, 2000).Estudos sistemáticos e ecológicos têm associado a promoção do crescimento edominância de populações de cianobactérias com ambientes que apresentam enriquecimentode matéria orgânica. Águas ricas em matéria orgânica dissolvida, são particularmentesuscetíveis à florações de cianobactérias. Algumas espécies deste grupo (Microcystis spp,Anabaena spp, Aphanizomenon spp) desenvolvem florações facilmente visíveis porque ascélulas se acumulam na superfície da coluna d’água, formando uma capa densa de algunscentímetros de espessura e de uma cor verde flúor característico. Estas espécies ascendem àsuperfície em questão de minutos, horas a dias, quando a coluna d’água se estabiliza, devido àpresença daqueles vacúolos protoplasmáticos de gás (Reynolds & Walsby, 1975; Margalef,1981; Reynolds, 1987).Estratificações térmicas promovem estabilidade da coluna d’água. Essa estabilidadese dá em condições de ventos menores que 3 m.s -1 , de modo que em menos de 24 horas umambiente turbulento passa a um estado estável e permite a acumulação da floração nasuperfície. As florações de outras cianobactérias (Planktothrix spp, Oscillatoria spp,

30Planktolyngbya spp) não se acumulam na superfície senão em níveis mais profundos e menosiluminados (Reynolds et al., 1983), ou permanecem dispersas na coluna d’água, pelo que nãosão sempre visíveis a simples vista.Os “blooms” de cianobactérias são fenômenos que podem se desenvolverrapidamente e ocorrer naturalmente, ante determinadas condições ambientais que favorecem ocrescimento de umas espécies mais que outras (Torgan, 1989). A proliferação de florações decianobactérias é descrita no mundo todo como potencialmente causadora da intoxicação emorte de inúmeros animais domésticos e selvagens (Carmichael & Falconer, 1993;Carmichael, 1994; Codd et al, 2005), tendo sido comprovada a ação nociva de suas toxinastambém em seres humanos (Dowining et al 2001).Um crescimento explosivo da biomassa e número de células pode levar a floraçõessuperficiais que formam “escumas” e pode ser auto-limitante. Por sua natureza de curtapermanência (horas, dias ou semanas), de uma ou de poucas espécies planctônicas e biofilmesde espécies bentônicas pode produzir mudanças visíveis da coloração, das característicasorganolépticas e desoxigenação da água. No entanto, se tem registrado um incrementomundial em sua freqüência e duração, associado aos resultados das condições da interação defatores físicos, químicos e biológicos, ocorrendo geralmente, em dias calmos, claros equentes, elevada disponibilidade de nutrientes, como em lagos eutrofizados natural ouartificialmente. Durante a floração, as algas são empurradas pelo vento acumulando-se nasuperfície e na margem de áreas protegidas como baías (Hallegraeff, 1992; Paerl, 1996;Chorus & Bartram, 1999; Vasconcelos, 1999; Cook et al., 2004).Entre as conseqüências ocasionadas por ocorrência de uma floração decianobactérias estão os grandes impactos sociais, econômicos e ambientais, por acarretarproblemas estéticos como as “natas” verdes na superfície da água. Alguns gêneros, tais comoOscillatoria e Anabaena, produzem compostos aromáticos voláteis (geosmina e 2-metiisoborneol),que apesar de não terem efeitos nefastos, em termos de saúde pública, conferem àágua e aos animais aquáticos odor forte, sabor desagradável (sabor amargo, cheiro de capim,barro, mofo), o que leva a uma diminuição de apetência para o seu consumo, além dosproblemas de entupimento de filtros nas estações de tratamento, acréscimo da dosagem dereagentes e aumento do custo de produção. Por produzirem metabólitos secundários, comaltas propriedades tóxicas, podem afetar direta ou indiretamente a saúde de muitos animaislevando-os à morte incluindo o homem (Dowining et al., 2001).

31Quando estes organismos morrem e entram em decomposição, o cheiro fica aindapior, semelhante a esgoto. Os problemas de sabor e o odor à água, podem ser um indicativo daocorrência de cianobactérias, em certas condições, se tornam produtores de metabólitostóxicos com potenciais riscos para a saúde da população consumidora dessa água e para osecossistemas, mas a confirmação da presença de cianotoxinas só pode ser obtida através deanalise laboratorial (Chorus & Bartram, 1999).A morte e diminuição da produção de peixes; aumento da probabilidade de morte depeixes como também de espécies de animais de importância recreacional e comercial porocorrência de uma floração sobrevém principalmente da desoxigenação e elevação do pH dascamadas profundas da coluna de água, devido à degradação da matéria orgânica formada, oupela ação das cianotoxinas. Várias espécies e linhagens de cianobactérias são responsáveis porconseqüências agudas e potencialmente fatais aos animais e ao homem após tomarem águaque contenha uma alta concentração de células tóxicas. A morte ou a ocorrência de doençassérias em animais domésticos e selvagens como conseqüência de florações, ocorre em váriaspartes do mundo. A maior parte dos envenenamentos é registrada em animais terrestres, quetomam água contendo as microalgas, mas animais marinhos também são afetadosespecialmente em atividades de maricultura (Carmichael & Falconer, 1993).Também, o aporte de matéria orgânica causa a redução da transparência da água;perda das qualidades dos aspectos estéticos do corpo d’água e da biodiversidade das espécies;na filtração da água potável nas ETA’s antes da distribuição urbana (Smith et al., 1999,Falconer, 1999; Pitois et al., 2000, Wetzel & Likens, 2001).Estas cianotoxinas diferem nos mecanismos de absorção, órgãos afetados, modomolecular de ação (Wiegand & Pflugmacher, 2005) em situação de contato, ingeridas ou usode água contaminada com cianotoxinas (Chorus, 2001). Tais florações já têm sido registradasem todo o mundo (Codd et al., 2005) e naturalmente, a maioria das pesquisas recentes sobreestes organismos está centrada na identificação e quantificação da toxina (Graham et al.,2004; Aboal & Puig 2005; Ballot et al., 2005).Em África e no Brasil, como tem sido observada em outros países de todos oscontinentes, a conseqüência da eutrofização também têm produzido mudanças na qualidadede água, incluindo uma incidência aumento de florações de populações de microalgas ecianobactérias.Porém, em África, um continente com 57 países, as informações sobre a ocorrênciade florações de cianobactérias ainda são poucas. Poucos países já registraram esses eventos,tais como: Etiópia (Aphanothece, Chroococcus, Anabaena e Microcystis), Quênia (Anabaena,

32Oscillatoria, Botryococcus e Microcystis), Marocos (Microcystis aeruginosa f. aeruginosa,Microcystis aeruginosa flos-aquae, Microcystis ichthyoblabe, Microcystis pulverea f.delicatíssima, Oscillatoria, Planktothrix, Anabaena, Aphanizomenon e Phormidium),Namíbia (não identificadas), África do Sul (Microcystis, Anabanea, Oscillatoria,Planktothrix, Cylindrospermopsis) e Zimbábue (Microcystis e Anabaena) (Codd et al., 2005).O crescimento excessivo de algas e cianobactérias em reservatórios Brasileiros é umarealidade. Estudos sobre florações de cianobactérias ocorridas nos mananciais brasileiros têmse intensificado especialmente em reservatórios de abastecimento público de água ouprodução hidroelétrica.Tundisi & Matsumura (2008) apresentam 20 ocorrências de espécies decianobactérias tóxicas registradas no Brasil, incluídas em 14 gêneros, e que Microcystisaeruginosa é a espécie mais comum. Além disso, Anabaena spp (A. circinalis; A. flos-aquae;A. planctônica; A. solitaria; A. spiroides) são espécies potencialmente tóxicas. Maisrecentemente, uma invasão de Cylindrospermopsis raciborskii tem sido detectada e seu ciclodescrito em vários ecossistemas aquáticos do Brasil (Branco & Senna, 1994; Sant’Anna &Azevedo, 2000; Huszar, 2000; Conte et al., 2000). Mesmo assim, ainda são necessáriosmuitos estudos para um melhor entendimento dos fatores envolvidos na dinâmica dosurgimento das cianobactérias e produção de cianotoxinas nos ambientes Brasileiros.No estuário da Lagoa dos Patos do Rio Grande do Sul, a presença de florações deMicrocystis aeruginosa provocou irritações na pele de pescadores nativos (Yunes et al.,1999). Nos meses de verão e outono de 1998, no estuário da Lagoa dos Patos-RS, Minilo(2000) observou florações de cianobactérias e produção de microcistinas intracelulares, tendorelacionado a fatores ambientais, tais como, altas temperaturas (>20ºC), pH próximo de 8,águas predominantemente doces e períodos de calmaria. O mesmo autor, estudando asrepresas do médio e baixo Rio Tietê (Barra Bonita, Bariri, Ibitinga, Promissão, NovaAvanhandava e Três Irmãos), entre novembro/02 e outubro/03, constatou que a maioria dosreservatórios avaliados apresentou valores de densidade das cianobactérias (células.mL -1 )sempre acima de 20.000 células.mL -1 , valor máximo recomendado pela ONU para águapotável (Chorus & Bartram, 1999), portanto, as represas estariam no nível de primeira alerta.2.4.6 Ocorrência de cianobactérias tóxicasNos últimos anos tem havido uma grande preocupação especial com estas floraçõesde cianobactérias que se relaciona com a capacidade por alguns destes organismos de produziruma extensa série de toxinas potentes como metabólitos secundários. Cianotoxinas é o nome

33atribuído às toxinas produzidas pelas cianobactérias e, embora ainda não esteja devidamenteesclarecido qual o papel dessas toxinas, têm-se assumido que esses compostos tenham afunção protetora contra herbivoria do zooplâncton, como acontece com alguns metabólitos deplantas vasculares, os quais conferem uma proteção contra a predação de animais herbívoros(Carmichael, 1992, Chorus & Bartram, 1999).As diferentes cianotoxinas têm diversas ações sobre a saúde humana e sobre osorganismos aquáticos (Chorus & Bartram, 1999). As toxinas de cianobactérias maisfreqüentemente encontradas em florações nos corpos d’águas doces e salobras de todo omundo são os peptídeos cíclicos da família microcistinas e das nodularinas. Embora estejamdescritas ocorrências e florações de vários gêneros de cianobactérias, Microcystis tem sido omais estudado. Isto pode ser explicado não somente pela maior freqüência do gênero, mastambém pelo fato da primeira cianotoxina estudada (Microcistina) ter sido isolada a partir deuma linhagem de Microcystis aeruginosa (Carmichael et al., 1988). Assim, desenvolveram-seprincipalmente técnicas de pesquisa conduzidas para as microcistinas.O fato das ocorrências de cianobactérias estarem a aumentar e a possibilidade deserem liberadas cianotoxinas para os ecossistemas de água doce têm despertado todo ointeresse nesta problemática. Assim, a comunidade científica internacional tem o objetivo demelhorar o conhecimento sobre as conseqüências destas ocorrências assim como os modos deas evitar, o que tem estado patente nos inúmeros trabalhos científicos relacionados com estetema, que têm surgido ao longo dos últimos anos (Chorus & Bartram, 1999; Whitton & Potts,2000; Chorus, 2001).As cianobactérias produzem na água toxinas, que podem agir diretamente sobre avida do plâncton, dos peixes e do homem (Carmichael, 1994). Quando as florações tóxicas sedão em corpos d’água destinados a usos humanos, como fonte de água potável, recreação,banho, etc., ocasionam importantes prejuízos sob o ponto de vista sanitário e estético (Codd etal., 1989, Falconer, 1996; Falconer & Humpage, 1996).As cianotoxinas tiveram como primeiros relatos no século XIX no continenteAustraliano quando foram primeiramente registrados diversos casos de envenenamento emorte de animais domésticos (Francis, 1878). Estas cianotoxinas estão classificadas em trêsgrupos principais segundo o modo de ação: neurotoxinas, dermatotoxinas e as hepatotoxinas(Carmichael, 1994; Chorus & Bartram, 1999).As neurotoxinas produzidas pelas cianobactérias (Figura 1) são alcalóides ouorganofosforados que podem lesar o sistema nervoso e são caracterizadas por sua ação rápida,causando a morte de vertebrados por paralisia parada respiratória após poucos minutos de

34exposição (anatoxina-a, homoanatoxina-a, anatoxina-a(s), e as pertencentes ao grupo dassaxitoxinas (PSPs).Apesar de possuírem mecanismos de ação diferentes, todas causam em bloqueioneuromuscular, a transmissão dos estímulos nervosos, levando o animal à morte por paralisiarespiratória (Molica, 2003), e as hepatotoxinas (Figura 2a, b) são peptídeos constituídos porsete aminoácidos (microcistinas) ou cinco aminoácidos, causadores de intoxicações agudas oucrônicas que atingem e lesam as células do fígado. A microcistina é um heptapeptídeo cíclico,enquanto que a nodularina é um pentapeptídeo cíclico. X e Z representam os dois L-aminoácidos que podem variar e R 1 e R 2 são H ou CH 3 (Carmichael, 1988). Acilindrospermopsina, que é um alcalóide hepatotóxico, foi caracterizada em 1992 (Ohtani etal., 1992). Os sinais observados após ingestão dessas hepatotoxinas são hemorragia no fígado,prostração, anorexia, vômitos, dor abdominal e diarréia, levando a morte (Carmichael &Schwartz, 1984, Beasley et al., 1989, Carmichael, 1994; Codd et al., 2005). As neurotoxinassão produzidas por espécies dos gêneros Anabaena, Aphanizomenon, Oscillatoria,Trichodesmium e Cylindrospermopsis e pelo menos cinco neurotoxinas, atuam ao nível datransmissão dos impulsos nervosos provocando a morte por parada respiratória.As hepatotoxinas promovem uma desorganização do citoesqueleto dos hepatócitos,aonde chegam por meio de receptores dos ácidos biliares, o que provoca uma retração dosmesmos, com conseqüente aumento dos espaços intercelulares passando o sangue a fluir doscapilares para os espaços intercelulares formados, o que provoca lesões teciduais levando amorte (Carmichael, 1994). As intoxicações por contato podem ocorrer acidentalmente, ou naprática de desportos aquáticos devido principalmente às toxinas irritantes do grupo dospolissacarídeos, produzidas pelos gêneros Anabaena, Microcystis e Aphanizomenon. Osprincipais e mais comuns sintomas são vermelhidões da pele, irritação ocular, conjuntivite,urticária, obstrução nasal, asma (Chorus & Bartram, 1999).Outros grupos de fitoplâncton têm também a capacidade de formar florações nocivasem água doce, incluindo algumas espécies de dinoflagelados e crisofíceas. Mas essasflorações são menos freqüentes do que as das cianobactérias e estão associadas a condiçõesdiferentes. As florações de dinoflagelados são geralmente presentes aos ambientes salgados(Paerl, 1988).Em lagos e reservatórios, elas preferem ambientes bem misturados e enriquecidos emnutrientes (Reynolds, 1984), enquanto crisófitas tendem a formar florações em lagosoligotróficos de clima norte temperado (Nicholls, 1995). Apesar desses exemplos, ascianobactérias são, sem dúvida, o grupo principal formador de florações em água doce, que,

35além disso, podem ser nocivas (Paerl et al., 2001). Estima-se que mais de 50% das floraçõesde cianobactérias de águas continentais, registradas ou não a nível mundial, são tóxicas(Hallegraeff, 1992).Apesar do crescente aumento nos estudos sobre este fenômeno, se desconhece comprecisão qual é o fator que desencadeia a síntese de toxinas. Algumas linhagens decianobactérias sintetizam metabolitos que têm efeitos tóxicos sobre a biota (Chorus &Bartram, 1999).

36Tabela 1. Correlações entre as cianotoxinas, seus modos de ação e diversos gênerosassociados de cianobactérias.Modo de ação Cianotoxina Gênero BibliografiaMiura et al.,1) Microcistinas Microcystis, Anabaena, 1991; Rinehart et al.,Aphanizomenon, Nostoc, 1994; Yoo et al.,HepatoxinasPlanktothrix, Hapalosiphon,Synechocystis, Aphanocapsae Oscillatoria, Gleotrichia1995; Sivonen, 1996;Nobre, M. M. Z. A.,1997; Dawson, 1998;Coelosphaerium.Nascimento &Azevedo, 1999;2) Nodularinas NodulariaDomingos et al.,1999; Brittain et al.,2000; Saito et al.,2001.MahmoodNeurotoxinas SaxitoxinasAphanizomenon, Anabaena,Cylindrospermopsis,& Carmichael, 1986;Sivonen et al., 1989;Anatoxinas eOscillatoria, raciborskii, Carmichael et al.,Homoanatoxina Trichodesmium1990; Lagos et al.,1999; (Kuiper-Goodman et al., 1999)Dermatotoxinas(pigmentose(Cianobactérias, em geral)Watanabe etal., 1996; (Kuiperlipopolissacarídeos)Goodman et al.,1999)Cylindrospermopsis Ohtani etCilindrospermopsina raciborskii, Umezakia natan,Aphanizomenon ovalisporumal., 1992; Terao et al.,1994; Banker et al.,Outros (lesões no1997;fígado, pulmões, rins,Nostoc,mucosa gástrica)Microcystis, Synechocystis,BetaLyngbya, Anabaena,Metil-aminoalanina Nodularia, Trichodesmium,Cylindrospermopsis,Aphanizomenon, Calothrix

37As conseqüências ecológicas da ocorrência de cianobactérias e a produção dascianotoxinas têm efeito no biótipo aquático, causando problemas ambientais graves tendo,portanto, grande importância ecológica. Tal como se observa para outras substâncias, ascianotoxinas são também bioacumuláveis podendo ser bioamplificáveis ao longo da cadeiaalimentar. Este processo ficou demonstrado em trabalhos experimentais de laboratórioefetuados com moluscos e lagostins, onde se observou a acumulação de cianotoxinas(microcistinas e nodularinas) depois de alimentar os animais com linhagens tóxicas decianobactérias (Eriksson et al., 1989; Lindholm et al., 1989; Saker et al., Falconer et al.,1992; Vasconcelos, 1995a, 1999). O fato das cianotoxinas serem acumuladas nestesorganismos sem lhes provocarem efeitos letais torna-os, vetores de toxinas para os níveistróficos superiores, incluindo o Homem.As cianobactérias também são responsáveis por alterações nos organismos aquáticos,principalmente nas populações de peixes, tendo-se registrado casos de morte em massaquando aparecem florações (Codd & Roberts, 1991). Muitas vezes é difícil saber qual a razãodessas mortandades de peixes: através da liberação e intoxicação por cianotoxinas, poramónia ou morte por asfixia (anoxia). A depleção de oxigênio é decorrente da decomposiçãoda matéria orgânica morta no final da floração. Os peixes apresentam sintomas de intoxicaçãopor microcistinas similares a alguns verificados em mamíferos: alterações histológicas dotrato gastrointestinal e das brânquias e necrose hepática e renal (Tencalla et al., 1994;Råbergh et al., 1991; Anderson et al., 1993; Carbis et al., 1997). Está também demonstradoque a sensibilidade dos peixes e anfíbios na face inicial de desenvolvimento é superior à dosorganismos juvenis e adultos, podendo assim afetar a dinâmica das populações (Oberemm,2001).Já que os animais superiores, como aves e mamíferos não são capazes de distinguiruma floração tóxica, tornam-os susceptíveis a intoxicações por ingestão e imersão em águascontaminadas. Foram já publicados casos de morte animal por intoxicação das cianobactérias(Kuiper-Goodman et al., 1999 e Falconer, 2001). Com relação aos níveis tróficos mais baixos,existem vários estudos experimentais em laboratório com zooplâncton (exemplo Daphniaspp) que revelam dados pouco consistentes em que a sensibilidade às cianotoxinas difereconsoante o género, a espécie e até mesmo o clone (Sivonen & Jones, 1999).As conseqüências da ocorrência de cianobactérias cianotoxinas tóxicas para a saúdehumana, provocam efeitos adversos, os quais estão evidenciados em estudos epidemiológicose toxicológicos. Quanto ao modo de acção, elas podem apresentar efeitos de ação aguda oucrônica, conforme o grau e o tempo de exposição. De todas as cianotoxinas, apenas os

38polipeptídios cíclicos parecem exercer efeitos crônicos, nomeadamente a promoção docrescimento de tumores hepáticos e outros. Os seus efeitos agudos incluem morte porhemorragia e insuficiência hepática (Kuiper-Goodman et al., 1999).Para além do risco de intoxicações humanas por cianotoxinas via exposição oral noconsumo de produtos contaminados, oral e dérmica com água de recreação, hemodiálise, ooutro risco de intoxicação humana prende-se com exposição oral no consumo de águapotável, uma vez que com muita freqüência a água é aproveitada superficialmente emsistemas de represas, estas com condições favoráveis para o desenvolvimento decianobactérias. Caso não haja sistemas de prevenção e detecção de cianotoxinas, as águascontaminadas podem levar a uma exposição prolongada das populações consumidoras quepoderão sofrer efeitos crônicos como é o caso do tumor hepático (Kuiper-Goodman et al.,1999).As hepatotoxinas: microcistinas e nodularinas são as toxinas mais comuns naprodução de intoxicação de ação crônica, registrando-se geralmente um aumento da atividadedas enzimas hepáticas no plasma dos indivíduos intoxicados, uma vez que estas toxinas agema nível hepático, através da alteração da forma dos hepatócitos. Além de poder encontrar-sena forma livre, uma parte significativa da cianotoxina adsorvida pode, a nível molecular,ligar-se covalentemente às proteínas fosfatases 1 e 2A (PP1 e PP2A) (MacKintosh et al.,1990; Yoshizawa et al., 1990; MacKintosh & MacKintosh, 1994; Dawson, 1998). Destaforma, inibem a sua atividade de uma forma notavelmente semelhante à do ácido ocadáico,um promotor potente de tumores que também é a toxina responsável pela intoxicaçãodiarréica por moluscos (Cohen et al., 1990). As proteínas fosfatases 1 e 2A são enzimas queregulam muitos processos (divisão e crescimento celular, metabolismo, controle hormonal,entre outros), como respostas a sinais do estresse do seu ambiente (MacKintosh &MacKintosh, 1994).Quando a cianotoxina entra numa célula e bloqueia a função das proteínas fosfatases,a células perde o controle normal e responde inadequadamente aos sinais, resultando muitasvezes numa doença como o câncer, diabetes ou numa desordem imunológica (MacKintosh &MacKintosh, 1994). Esta inibição dá-se através de um mecanismo de dois passos (Craig et al.,1996). Depois de uma rápida ligação não-covalente inicial, as microcistinas podem formaruma ligação covalente com as subunidades catalíticas das proteínas fosfatases, a Cys273 nasPP1 ou a Cys266 nas PP2A, através do resíduo de N-metildehidroalanina (Mdha)(MacKintosh et al., 1995; Runnegar et al., 1995b). As hepatotoxinas aumentam assim osníveis básicos de fosforilação protéica nos hepatócitos, devido à inibição das fosfatases. O

39baixo valor de IC (concentração que causa 50% de inibição) para a inibição 50 de PP1 e PP2Aatravés de microcistinas é relativamente baixo, o que demonstra que as interações toxinafosfatasesão extremamente fortes (MacKintosh & MacKintosh, 1994).Alguns eventos históricos, entre muitos outros de intoxicações, evidenciam o riscoque as cianotoxinas representam para a saúde humana (Tabela 2). A ocorrência de floraçõesformadoras de cianobactérias tóxicas representa riscos ambientais para os ecossistemasaquáticos continentais, não apenas pelo aspecto de formarem elevadas biomassas, ou seja,grande concentração de matéria orgânica, mas também por terem possibilidade de liberar parao meio, metabólitos tóxicos nomeados cianotoxinas e lipopolissacarídeos (LPS). Apesar daspesquisas nesta área tenham vindo a crescer, a importância e o papel ecológico destas toxinasainda não é conhecido (Kaebernik & Neilan, 2001).Segundo Chorus & Bartram (1999), as toxinas produzidas por cianobactérias sãoarmazenadas nas células durante a maior parte da sua vida, sendo só liberadas na água quandoocorre lise celular, decorrente do processo de senescência das células, da ingestão celular pelozooplâncton ou peixes, da rebentação celular pela ação dos agentes químicos utilizados noprocesso de tratamento d’água para consumo ou da decomposição natural. Adicionalmente àliberação de cianotoxinas, os impactos negativos das florações de cianobactérias são:formação de nata na superfície da água, impossibilitando às trocas na interface ar/água;alteração da viscosidade do meio; redução da zona eufótica; alteração do odor e do sabor daágua; e sintomas de depleção de oxigênio dissolvido e até anoxia, devido à morte massiva dascianobactérias e alterações na estrutura e composição das comunidades aquáticas.2.4.7 Evidências de intoxicações provocadas por cianotoxinasAs cianobactérias tóxicas são responsáveis pela maioria dos acontecimentosconhecidos de intoxicação envolvendo ficotoxinas de águas doces e salobras (Carmichael &Falconer, 1993; WHO, 1998; Chorus & Bartram, 1999; Chorus et al, 2000). Os casos deintoxicação estão normalmente associados aos períodos de floração, quando as cianotoxinasliberadas nas águas geralmente são encontradas em grandes quantidades.Uma das primeiras evidências científicas de manifestações de intoxicação depopulações humanas se refere aos trabalhos iniciais de Francis (1878), nos quais ele descreveuma floração de Nodularia spumigera no Lago Alexandrina, localizado perto de Adelaide,Sul da Austrália, e mais 65 outros casos episódicos de toxicidade de microalgas de água doce.George Francis (Op. Cit) confirmou a causa do envenenamento fornecendo a um bezerro,resquícios de floração do lago, que subseqüentemente causou a morte do animal.

41epidemiológica com florações de cianobactérias potencialmente tóxicas por Yunes et al.(1996) em estuários e lagoas costeiras na região sul; Azevedo et al., 1994, Magalhães et al.(2001), Lagos et al. (1999) na região sudeste; Porfírio et al. (1999), Bouvy et al. (1999) eTeixeira et al. (1993) em açudes da região nordeste como em Alagoas e Bahia, com a mortede 88 pessoas, entre 2000 intoxicadas pelo consumo de água contaminada do reservatório deItamaracá (BA). Na água deste reservatório foram encontradas espécies dos gênerosAnabaena e Microcystis em quantidades variando entre 1.104 e 9.755 colônias. mL -1 (Teixeiraet al., 1993).Contudo, o caso ocorrido em fevereiro de 1996 com 131 pacientes renais crônicos nocentro de hemodiálise na cidade de Caruaru (PE), no nordeste do Brasil, desenvolveu sinais esintomas de neurotoxicidade aguda e grave hepatotoxicose sub-aguda após sessões dehemodiálise (Carmichael apud Lahti, 1997; Pouria, 1998) e o uso direto da água de umreservatório que continha uma floração de cianobactérias era tratada na clinica, pode serconsiderado um marco expressivo máximo na ocorrência de danos à saúde humana devido àação de cianotoxinas. Nos 6 meses seguintes, 60 dos 131 pacientes já havia falecido dehemorragias no fígado ou colapsos hepáticos causados por cianotoxinas.A partir daí, o episódio foi conhecido como “a síndrome de Caruaru”, que teverepercussão a nível nacional e internacional. Oitenta pacientes renais crônicos, após teremsido submetidos a sessões de hemodiálise, foram contaminados por microcistinas e passarama apresentar quadro clinico compatível com hepatotoxicose que, no entanto, não eracorrelacionada com nenhum dos fatores usualmente tidos como causadores desse tipo deintoxicação (Jochimsen et al., 1998; Pouria et al., 1998).Posteriormente, 54 pacientes vieram a falecer, no decorrer de cinco meses após oinício dos sintomas e, de acordo com as informações cedidas pela Secretaria de Saúde doEstado de Pernambuco, as referidas clínicas recebiam água sem tratamento completo enormalmente era feita uma cloração no próprio caminhão tanque utilizado para transportarágua. As análises laboratoriais possibilitaram o isolamento e detecção da microcistina-LR nosfiltro de carvão ativado usados no sistema de purificação de água do centro de hemodiálise,bem como em amostras de sangue e fígado dos pacientes intoxicados (Jochimsen et al., Op.Cit.; Pouria et al., Op. Cit.; Carmichael et al. (1998); Azevedo et al. (1996, 1998).Chellappa et al. (2000) também associaram intensa mortandade de peixes e camarõesà florações de Microcystis aeruginosa e Pseudanabaena sp, em recente estudo realizado noreservatório Marechal Dutra, localizado no semi-árido do Estado, tendo atribuído ao excessode nutrientes liberados do cultivo de peixes em tanques de rede nas partes rasas do

43Tabela 2. Exemplos de intoxicações e sintomas mais freqüentes em humanos e em animaisdevido à toxinas produzidas por cianobactérias, destacando-se os casos registrados no Brasil(Chorus & Bartram, 1999).País do registro Vítima Efeitos tóxicos Responsável ReferênciasUSA (Rio Ohio) humana Primeira notícia mundial de Microcystis Tisdale, 1931gastroenteritesaeruginosacães Neurotoxicidade - anatoxina-a Anabaena flosaquaeMahmood et al., 1988(s)Austrália humana 852 casos de gastroenterites, Microcystis Pilotto et al., 1997alergias, febre e úlceras aeruginosadérmicas durante uma floraçãode 7 dias em águas derecreaçãocães e HepatotoxicidadeNodularia Francis, 1878avesspumigenaovelhas Hepatotoxicidade Microcystis Jackson et al., 1984aeruginosaovelhas Neurotoxicidade (PSP) Anabaena Negri et al., 1995circinalisBrasil humana Em 1985, primeira notícia para Microcystis Teixeira et al., 1993América Latina: 2000 casos de aeruginosagastroenterites por águapotável, com 88 mortes.Em 1996, primeiro registro Microcystis Pouria et al., 1998;mundial de intoxicação por via aeruginosa Chorus & Bartram,sanguínea: 131 pacientes1999dializados apresentarampatologias hepáticas, 60morreram em 10 meses.Inglaterra humana Em 1989, intoxicação aguda de Anabaena flosaquaeTurner et al., 199020 esportistas por inalação despray durante canoagemCães de HepatotoxicidadeMicrocystis Pearson et al., 1990pastoreio (microcistina)aeruginosaCanadá GadobovinoNeurotoxicidade (anatoxina-a) Anabaena flosaquaeCarmichael & Gorham,1978

44Aves Neurotoxicidade (anatoxina-a) Anabaena flosaquaePybus & robinson, 1986aquáticasFinlândia Aves HepatotoxicidadePlanktothrix Eriksson et al., 1986aquáticas,peixes.agardhiicães Hepatotoxicidade (nodularina) Nodularia Pearson et al., 1984spumigenaEscócia Cães Neurotoxicidade (anatoxina-a) Oscillatoria spp Gunn et al., 1992Peixes MicrocistinaMicrocystis Bury et al., 1995(trutas)aeruginosaArgentina Gado HepatotoxicidadeMicrocystis Odriozola et al., 1984bovinoaeruginosaNoruega Gado HepatotoxicidadeMicrocystis Skulberg, 1979bovino (microcistina)aeruginosaChina humana Elevada taxa de Microcystis Yu, 1995hepatocarcinoma por consumo aeruginosade água contaminada.2.4.8 Toxinas produzidas por cianobactériasAs toxinas de origem bacteriana, onde se incluem as toxinas de cianobactérias, são jáconhecidas desde há mais de 100 anos e divididas em duas classes: toxinas bacterianasprotéicas e lipopolissacarideos (LPS), estando estes últimos presentes na membrana celulardas bactérias Gram-negativas, incluindo as cianobactérias que produzem ainda alcalóidestóxicos (Alouf, 2000). É atribuído genericamente cianotoxinas a todo grande grupo desubstâncias naturais produzidas por alguns gêneros de cianobactérias como produtos do seumetabolismo secundário, mesmo com estrutura e propriedade toxicológica variadas, sensíveisaos homens e animais intoxicados a partir de corpos d’água contaminados.O fato de produzirem toxinas e apresentar efeitos adversos à saúde pública segundo aespécie dominante da floração, seu nível de toxicidade, o tipo de toxina e as características doorganismo afetado, constitui um problema preocupante na atualidade (Sivonen & Jones, 1999;Paerl et al., 2001). Os níveis de toxicidade variam para a mesma espécie, no mesmo corpod’água e durante a mesma floração (Gorham & Carmichael, 1980; Carmichael & Gorham,1981).

45As cianotoxinas (incluem peptídeos cíclicos, alcalóides e lipopolissacarideos),produtos naturais tóxicos produzidos por várias espécies formadoras de florações chamamcada vez mais atenção por afetarem o sistema nervoso e digestivo, além de provocar efeitossobre mucosas e pele (Haider et al., 2003). Eventos de contaminação em todo o mundo sãoinúmeros cada mês (http:// www.aims.gov.au/arnat/arnat-010-02.htm). Cerca de 40 espéciesde cianobactérias são potencialmente tóxicas e produzem diversas toxinas, enquadradas entreas mais letais para organismos pluricelulares. Como exemplo, as microcistinas são maistóxicas para camundongos do que o inseticida sintético malation e do que a dioxina (2,3,7,8-TCDD). Como referência, os compostos que possuem uma dose letal para 50% dosorganismos teste (DL 50 ), que durante o período de 24 horas estavam submetidos ao teste,abaixo de 5mg.kg -1 são considerados supertóxicos.As principais descobertas sobre a existência, efeitos e ocorrências das cianotoxinasaconteceram nos últimos vinte anos. Nem todos os gêneros de cianobactérias produzemcianotoxinas, e mesmo dentro de uma mesma espécie, nem todas as linhagens são tóxicas. Porvezes, podemos encontrar, na mesma floração, linhagens tóxicas coabitando com outras nãotóxicas. No entanto, ainda não se sabe quais os factores que levam determinada linhagem aproduzir, ou não, cianotoxinas. Sabe-se ainda que uma mesma linhagem pode produzir maisdo que uma variante de determinada cianotoxina (Chorus & Bartram, 1999).A caracterização química e toxicológica das cianotoxinas é possível dividi-las em 3grandes grupos, de acordo com a sua estrutura química: os peptídeos cíclicos (incluindo asmicrocistinas e nodularinas hepatotóxicas), os alcalóides (incluindo as cilindrospermopsinashepatotóxicas, as neurotoxinas e as citotoxinas) e os lipopolissacarideos, que sãopotencialmente irritantes (podem afetar quaisquer tecidos expostos). Além disso, existem duascianotoxinas marinhas que pertencem ao grupo dos alcalóides (aplisiatoxina maisdebromoaplisiatoxina e lingbiatoxina-a) que causam irritação gastrointestinal e/ou cutânea(Chorus & Bartram, 1999; Carmichael, 2001).Estruturalmente, as hepatotoxinas dividem-se em dois grupos: as microcistinas e asnodularinas. O órgão alvo destes dois grupos nos animais é o fígado. A maioria dashepatotoxinas, incluindo a microcistina-LR, é hidrofílica, não atravessando as membranascelulares, sendo assim transportadas para o fígado através de transportadores iônicosmultiespecíficos presentes nos canais biliares e no intestino delgado (Runnegar et al., 1991).Aí exercem acção sobre a estrutura dos hepatócitos atrofiando-os, impedindo o contacto entreeles e provocando hemorragias que fazem aumentar o peso do fígado e que poderão ser fatais.

46Este processo é irreversível pelo que, mesmo não havendo letalidade, as lesõespersistem verificando-se disfunção hepática. A grande chamada de sangue ao fígado provocafalhas cardíacas, daí a rápida letalidade (exemplo 20 minutos após injeção intraperitoneal deuma linhagem de Microcystis) (Vasconcelos, 1994).O atrofiamento do citoesqueleto dos hepatócitos, dá-se devido à acção inibitória queas microcistinas e as nodularinas exercem nas fosfatases protéicas (enzimas reguladoras dasíntese protéica), essenciais à sua manutenção (Carmichael, 1994). São estes mecanismos deinterferência com as fosfatases protéicas que tornam as hepatotoxinas promotoras de tumores(Nishiwaki-Matsushima et al., 1992).As neurotoxinas atuam no sistema nervoso, acabando por causar morte por paralisiados músculos respiratórios. As anatoxinas causam paralisia muscular por sobre-estimulaçãodas células musculares, nomeadamente as respiratórias, que acabam por paralisar por cansaço.Tal acontece porque a anatoxina-a compete para receptores pré-sinápticos da acetilcolina(responsáveis pela interrupção do estímulo nervoso, impedindo a sobre-estimulação),provocando despolarização duradoura que resulta em bloqueio da ligação neuro-muscular econseqüente relaxamento (Carmichael, 1994). A anatoxina-a(s) tem uma estrutura químicadiferente da anatoxina-a e apresenta uma sintomatologia que difere essencialmente no factode provocar salivação (daí o sufixo (s) no nome), inibindo a enzima acetilcolinesterase.A ação das citotoxinas resulta da inibição da síntese protéica causando alteraçõescitológicas essencialmente no fígado, mas também no baço, rins, pulmões e coração (Hawkinset al., 1997; Runnegar et al., 1995a). Falconer & Humpage (2001) encontraram evidênciasexperimentais in vivo que sugerem um efeito carcinogênico crônico da cilindrospermopsina.Com relação ao LPS das cianobactérias sabe-se que tem uma toxicidade aguda 10 vezesinferior ao das outras bactérias Gram negativas como, por exemplo, a Salmonella sp. (Keevil,1991). O LPS produzido por bactérias Gram negativas induz intensas atividades biológicas,resultando uma resposta inflamatória do organismo, especialmente no fígado, choque sépticoe morte (Castro, 1997).No quadro 1 e nas figuras 1, 2a e 2b estão representadas a toxicidade comparativa detoxinas naturais e compostos sintéticos e as características químicas das principaiscianotoxinas aquáticas. DL 50 – é a quantidade, em unidade de massa da substância porquilograma de peso corpóreo, necessário para provocar a morte em 50% do lote de animaissubmetidos do experimento.

47Quadro 1. Toxicidade comparativa de toxinas de cianobactérias a algumas biotoxinas naturaise compostos sintéticos. Valores da dose letal (DL 50 ) em camundongos, em µg.kg -1 de pesocorpóreo, por via intraperitoneal.Toxina Tipo de OrganismocomumTaxonDose letal(DL 50 )Toxina-a Bactéria Clostridium botulinum 0,00003BotulínicaToxina tetânica Bactéria Clostridium tetani 0,0001Ricina Planta (mamona) Ricinus communis 0,02Toxina diftérica Bactéria Corynebacterium diphtheriae 0,3Kokoi Animal (sapo) Phyllobates bicolor 2,7Tetrodotoxina Animal (peixe) Sphaeroides rubripes/Arothron 8meleagrisSaxitoxina Cianobactéria Aphanizomenonflos-aquae 10Toxina de cobra Animal (Cobra) Naja naja 20Nodularina Cianobactéria Nodularia spumigena 30-50Microcistina-LR Cianobactéria Microcystis aeruginosa 50Microcistina-RR Cianobactéria Microcystis aeruginosa 300-600Anatoxina-A Cianobactéria Anabaena flos-aquae 200Anatoxina-A (S) Cianobactéria Anabaena flos-aquae 20Curare Planta Chrondodendron tomentosum 5002,3,7,8-TCDD Produto de síntese Contaminante do agente laranja 100-600(dioxina)Estricnina Planta Strychnos nox-vomica 500Amatoxina Fungo Amanita phalloides 600Muscarina Fungo Amanita muscaria 1.100Falatoxina Fungo Amanita phalloides 1800Toxina de Alga Dinoflagelada Peridinium polonicum 2.500glenodinaCianeto de sódio Sal inorgânico Sal do ácido cianídrico 1.000Malathion Inseticida clorado Produto sintético 8.000Fonte: Nobre (1997), Carmichael (1991)

48Até o momento, as cianotoxinas estão distribuídas em três grandes grupos deestrutura química conhecidos: os peptídeos cíclicos, os alcalóides e os lipopolissacarídeos. Deacordo com a sua ação farmacológica, as duas principais classes de cianotoxinas atualmentecaracterizadas, em razão do número elevado de eventos de intoxicações que os abrangem são:Neurotoxinas (anatoxina-a, anatoxina-a(s), homoanatoxina-a e saxitoxina) (Figura 1) eHepatotoxinas (microcistinas, cilindrospermopsina e nodularinas) (Figura 2a, b) (Carmichael,1992; Codd, 1998; Chorus & Bartram, 1999; Sivonen & Jones, 1999; Codd, 2000).As microcistinas são toxinas produzidas por cianobactérias e têm efeitos agudos ecrônicos sobre a saúde dos mamíferos, em geral. Essas substâncias heptapeptideoshepatotóxicos, são quimicamente muito estáveis, bastante resistentes à hidrólise enzimática equímica. Seu carreamento para o fígado, em mamíferos, é provavelmente mediado portransportadores dos ácidos biliares, através da mucosa intestinal.No fígado, as microcistinas ligam-se irreversivelmente a unidades serina-treonina dasproteínas fosfatases 1 e 2A, inativando-as. A ultraestrutura do fígado desintegra-se, ocorrendohemorragia interna, o que determina a morte, por choque hipovolêmico (Orr et al., 2001).Também podem promover câncer primário de fígado, por ingestão de subdoses, duranteperíodos prolongados. Além disso, podem se acumular no tecido de peixes e de moluscos,expostos a florações tóxicas (Eriksson et al., 1986, Carmichael, 1991, Bury et at., 1995).Além desses dois grupos, alguns gêneros de cianobactérias também podem produzirtoxinas irritantes e alergênicas ao contato e até mesmo causar gastroenterites em populaçõeshumanas. Essas toxinas são caracterizadas como cilindrospermopsinas e lipopolissacarídeos(LPS), comumente encontradas como constituintes das membranas celulares de bactériasGram-negativas, contribuindo para problemas de saúde humana associados à exposição amassas de cianobactérias (Carmichael, 1977; Codd et al., 1989; Carmichael & Falconer,1993). Os poucos estudos realizados e disponíveis na literatura sobre lipopolissacarideosmostram que eles são menos tóxicos que os de outras bactérias como, por exemplo, aSalmonella, porém, são endotoxinas progênicas (Keleti & Sykora, 1982) e Raziuddin et al.,1983 apud Chorus & Bartram, (1999).

49Anatoxina-a Homoanatoxina Anatoxina-a(s) PSPFigura 1. Estrutura química das principais neurotoxinas (Chorus & Bartram, 1999).Estruturas de hepatotoxinas produzidas por cianobactérias representadas nas figuras (Figura2a,b) (Carmichael, 1992; Codd, 1998; Chorus & Bartram, 1999; Sivonen & Jones, 1999;Codd, 2000).xzMicrocistina - LR Leucina ArgininaMicrocistina - RR Arginina ArgininaMicrocistina - LA Leucina AlaninaMicrocistina - YR Tirosina ArgininaFigura 2a. Estrutura química geral da microcistina (MCYST) mostrandouma molécula consistindo de 7 aminoácidos juntos ligados covalentemente (D-Ala 1 -X²-D-MeAsp³-Z 4 -Adda 5 -D-Glu 6 -Mdha 7 ) (Chorus & Bartram, 1999).OHH HO 3SOOMeN+NHHNNHHNHOFigura 2b. Estrutura química da cilindrospermopsina (Chorus & Bartram, 1999).

50Os métodos de detecção, quantificação, identificação e análise de toxinas emflorações de cianobactérias podem ser químicos (HPLC), bioquímicos (PCR), biológicos(bioensaios) ou imunoenzimáticos competitivos (ELISA). De todas as cianotoxinas, asmicrocistinas são as que têm métodos de detecção e quantificação mais desenvolvidos. Aanálise química com cromatografia de fase líquida de alta resolução com detector UV (HPLC-UV) é hoje amplamente utilizada para a detecção, quantificação, purificação e isolamento dealgumas cianotoxinas (Meriluoto et al., 2000; Dahlmann et al., 2001). Nesta técnica faz-sepassar a mostra por uma coluna de fase reversa de sílica – C18, com um gradiente deacetonitrilo e água, ambos com ácido trifluoracético (fase móvel).Conforme a polaridade, as microcistinas vão sendo retidas durante mais ou menosum tempo (tempo de retenção) neste sistema. À saída da coluna está um detector defluorescência que capta a absorção pelas substâncias que por aí passam. As microcistinascaracterizam-se por ter um espectro de absorção máximo a 238 nm (banda UV) devido aoresíduo ADDA. Embora seja uma metodologia semi-selectiva e com um grau de detecçãobastante bom, na ordem dos nanogramas (James et al., 1998; Dahlmann et al., 2001), requerequipamento especializado, cuidados na preparação das amostras e a comparação compadrões de toxina (existem apenas 3 padrões no mercado: microcistina-LR, -YR e -RR(Rivasseau et al., 1999). Esta técnica também é utilizada para as outras cianotoxinasalterando-se as fases e os comprimentos de onda de acordo com cada caso.A técnica HPLC associada a outras, tem permitido aumentar a sua sensibilidade. É ocaso de HPLC-MS, que associou ao HPLC a espectrometria de massa (MS) para a análise dacilindrospermopsina, baixando o seu limite de detecção cerca de 5 vezes (Harada et al., 1988;Dahlmann et al., 2001).A técnica mais recente para a detecção das cianotoxinas polipeptídicas é MALDI-TOF-MS (matrix assisted laser desorption/ionization-time of flight mass spectroscopy). Comesta técnica obtêm-se pesos moleculares dos polipéptidos das cianobactérias a partir decélulas intatas em minutos. As cianotoxinas podem ser identificadas por comparação compadrões, mas também são detectados novos polipéptidos que poderão ser posteriormentecaracterizados na mesma análise pela técnica Post-Source-Decay (PSD) (Erhard et al., 2001).Contrariando com a técnica de HPLC, MALDI-TOF-MS, é mais rápida, não requerpreparação da amostra e não necessita de cultura prévia das cianobactérias: uma só célulapoderá ser suficiente para a caracterização do seu perfil polipeptídico (Erhard et al. Op. Cit).

51A técnica MALDI-TOF-MS tem desvantagem pelo fato de não ser até ao momentoquantitativa. É verdade que as cianotoxinas ao alterarem o metabolismo enzimático tem sidoaproveitado para a sua identificação. As microcistinas e nodularinas inibem as fosfatasesprotéicas, o que pode ser detectado e quantificado através de uma reação colorimétrica ouradioativa. Já existem formas comerciais deste ensaio de fácil manuseamento e rápidaexecução. Rivasseau et al. (1999) desenvolveram um ensaio deste tipo em que foi possívelfazer quantificações calorimétricas de microcistinas na ordem dos microgramas (0,2 - 0,8µgL -1 ). Entretanto, para resultados positivos era necessário confirmar a presença damicrocistina com outros métodos. O método de quantificação radioativo é mais sensível doque o colorimétrico, mas exige condições laboratoriais mais específicas (radioactividade)(Meriluoto et al., 2000).Segundo An & Carmichael (1994), o ensaio da inibição das fosfatases protéicas nadeterminação de nodularinas e microcistinas pode ser complementado com o ensaioimunoenzimático - ELISA (Enzyme Linked Immunosorbent Assay) utilizando anticorpos queforam desenvolvidos contra a microcistina-LR (Chu et al., 1989). A primeira técnicaimunoenzimática (ELISA) para microcistinas e nodularinas foi desenvolvida por Chu et aI.(Op. Cit.). Hoje em dia existem kits comerciais que são muito utilizados em laboratórios demonitoramento de microcistinas e nodularinas na água (EnviroGard® Microcystins Plate Kite Envirologix). Este ensaio ELISA aproveita a especificidade dos anticorpos de coelho contramicrocistina-LR, para detectar de forma seletiva a concentração de moléculas de microcistina-LR, -RR, -YR e nodularinas.A especificidade do anticorpo para estas cianotoxinas deve-se essencialmente aosdois aminoácidos nelas presentes: Adda e arginina. Através de padrões de microcistina comconcentrações conhecidas e de uma reação colorimétrica anticorpo/antigeno, traça-se umacurva padrão para determinar a concentração de microcistinas na amostra. O kit apresentauma gama de sensibilidade de 0,1 ngmL -1 (An & Carmichael, 1994).2.4.9 Padrões e limites de cianotoxinas nas águas docesA água destinada ao consumo humano precisa estar em conformidade com o padrãode potabilidade em relação às substâncias físicas, químicas e biológicas que representem riscoa saúde.Em 1997 a Organização Mundial da Saúde (HWO, 1993, 1998), baseada em estudosde toxicidade oral em níveis subcrônicos (Fawell et al., 1994, Falconer, 1994) e após asevidências sobre a concentração e toxicidade da cianotoxina microcistina-LR, por ter

52registrado diversos eventos de florações de cianobactérias e microalgas que acarretaramprejuízos à saúde humana, direta ou indiretamente, por consumo de água contaminada,atividades recreacionais e de pesca, decidiu estabelecer um limite máximo aceitável na águade consumo de 1µg.L -1 de microcistinas em águas para consumo humano, incluído nasdiretrizes de qualidade de água potável baseadas em ampla participação científicainternacional dos riscos a saúde apresentados pelos micróbios e produtos químicos na água.Essas diretrizes são utilizadas para obter orientação dos valores que são associados comgestão da água. Os valores contidos nas diretrizes baseiam-se numa série de pressupostos quepodem ser alterados ao nível local ou nacional, de acordo com circunstâncias específícas(OMS, 1996, Gupta, 1998).Com base em estudos de toxicidade de cianobactérias em camundongos, realizadospor Kuiper-Goodman et al. (1994), foi apresentado um valor máximo aceitável de 0,5 µg.L -1de microcistinas na água potável. Em estudos de toxicidade oral em níveis sub-crônicos foiestabelecido e adotado pela OMS o limite máximo aceitável de microcistinas em água para oconsumo humano, incorporado no adendo das Normas para Qualidade da Água Tratada, emguia específico para toxinas de cianobactérias em água de abastecimento público, publicadoem 1998 (“Guideline for Drinking Water Quality”, WHO-1998) (Fawell et al., 1994; Falconeret al., 1994). Neste documento, foi estabelecido o limite de 1,0 µg.L -1 desta cianotoxina,como máximo aceitável para o consumo oral diário, utilizando suínos como modeloexperimental e um diferente fator de segurança. Esse mesmo limite foi recomendado pelaWHO (1994).Ueno et al. (1998), após estudarem os efeitos crônicos de microcistinas,administradas por via oral em camundongos, propuseram uma concentração de 0,01 µg.L -1como o valor máximo aceitável para esta toxina, na água potável, aplicando-se um fator desegurança maior que 100 vezes. Ainda a OMS sugere um limite de 10 mg.m -3 de clorofila-a(cerca de 20.000 células.mL -1 ), no caso de reservatórios de água, para evitar as irritações dapele (WHO, 2003).Com bases das recomendações da OMS sobre o limite das concentrações decianotoxinas a maioria dos países tem estabelecido, através de legislação específica, teoresmáximos permitidos em água para o consumo humano.No Brasil, as amostras de soro dos pacientes, filtros de diálise, colunas de tratamentoda água e a própria água usada na diálise continham microcistinas (Azevedo, 1996), tendomotivado a FUNASA – (Ministério da Saúde) a homologar a Portaria 1469/00,posteriormente atualizada pela Portaria 518 de 25 de março de 2004, inserindo novos

53parâmetros de controle e qualidade a quantificação de cianotoxinas, nos procedimentos eresponsabilidade relativos ao controle e vigilância da qualidade da água para o consumohumano e seu padrão de potabilidade. A microcistina é parâmetro obrigatório demonitoramento em águas tratadas, e cilindrospermopsina e saxitoxinas são parâmetrosrecomendáveis.Esta Portaria determina os padrões de potabilidade da água, ou seja, fixa os valoresmáximos permitidos para cada substância que pode estar presente na água e impõe aobrigatoriedade do monitoramento de cianotoxinas como microcistinas, saxitoxinas ecilindrospermopsinas na água potável (Brasil, 2004). São ainda estabelecidos os valores–Standard de 1,0 µg (1µL -1 ) de equivalentes de microcistinas.L -1 , 3,0 µg (µL -1 ) de equivalentesde saxitoxinas.L -1 , 15µg.L -1 para a cilindrospermopsinas, além de recomendar as análises decilindrospermopsina e saxitoxinas (STX), observando, respectivamente, os valores limites de15µL -1 e 3µL -1 de equivalentes de saxitoxinas.De acordo com essa mesma Portaria, o monitoramento de cianobactérias na água domanancial, no ponto de captação, deve obedecer a uma freqüência mensal, quando o númerode cianobactérias não exceder 10.000 células. mL -1 (ou 1 mm 3 .L -1 de biovolume), e semanalquando exceder este valor. Exige-se também, quando o número de cianobactérias no ponto decaptação do manancial exceder 20.000 células. mL -1 (ou 2 mm 3 .L -1 de biovolume), a análisesemanal de cianotoxinas, na água de saída do tratamento, nas entradas das clínicas dehemodiálise e nas indústrias de injetáveis.Também é vedado o uso de algicidas para o controle do crescimento decianobactérias ou qualquer intervenção no monitoramento que provoque a lise das célulasdestes organismos, quando a densidade das cianobactérias exceder 20.000 células.mL -1 (ou 2mm 3 .L -1 de biovolume), sob pena do comprometimento da realização de riscos à saúdeassociados às cianotoxinas, aplicando medidas corretivas de processos de disrupção mecânica(remoção de macrófitas e da biomassa fitoplanctônica, redução do tempo de residência daágua), manipulação química (adição de algicidas – sulfato de cobre, redução de aporte denutrientes – N e P, alteração da razão N:P) e adições biológicas (manipulação da cadeiatrófica). As estratégias eficazes de monitoramento de cianobactérias são o disciplinamento douso e ocupação do solo, controle dos focos de erosão e tratamento terciário de esgotos.2.4.10 Ecofisiologia do fitoplânctonSupondo a luz, temperatura e hidrodinamismo favoráveis ao crescimento dofitoplâncton, a disponibilidade de nutrientes presentes na água (controle ascendente) e a

54intensidade da predação (controle descendente) conduzem o desenvolvimento de espéciesfitoplanctônicas. A demanda exercida pelos organismos é função da composição de seustecidos vivos. Uma das fontes de carbono está sob a forma de gás carbônico de origematmosférica, que se dissolve facilmente na água por difusão (Hutchinson, 1957). É geralmenteaceito que o carbono é excedente cerca de um coeficiente 30, e assim raramente é limitante(Schindler et al., 1971; Schindler, 1974; Moss, 1980; Welch, 1980).Contudo, nos meios aquáticos hipereutróficos, o aumento do pH reduz a solubilidadedos bicarbonatos na água, podendo criar uma limitação ao crescimento do fitoplâncton(Sevrin-Reyssac et al., 1996). Ao contrário, o nitrogênio pode ser o fator limitante dodesenvolvimento do fitoplâncton (Dufour & Berland, 1999). As fontes são geralmenteminerais: nitrato, amônio ou mesmo nitrito. Os dois primeiros são susceptíveis de provocar asmesmas velocidades de crescimento, enquanto que os nitritos têm rapidamente um efeitotóxico em baixas concentrações (Pourriot & Meybeck, 1995).Em termo molecular segundo os cálculos de Redfield (1934), a composiçãointracelular das algas em cultura se traduz por concentrações em (N) cerca de 16 vezes maiselevadas que em (P). Os resultados de experimentos feitos por Chiandani & Vighi (1974)confirmaram estes trabalhos e mostraram que as demandas algais em N e P podem variarentre razões incluídas entre 17:1 e 13:1.No entanto, as modificações da produção ao período do experimento de fertilizaçãopor diversos elementos sob formulações diversas, têm mostrado que um aporte em nitrogênioexerce pouco ou nenhum efeito enquanto mesmo uma pequena quantidade de fósforo podeestimular a produção de um modo considerável (Paloheimo & Zimmermman, 1983). Osaportes em carbono e em oligoelementos têm um efeito limitante O fósforo pode estarfortemente adsorvido pelas espécies fitoplanctônicas, das quais algumas são propensas asedimentação e por isso, em curto prazo serem eliminadas da coluna d’água (Goldman, 1960;Schindler et al. 1971; Schindler & Fee, 1974; Robarts & Southall, 1977, Welch, Op. Cit.).A carência de vitaminas como a cobalamina, a tiamina e a biotina/coenzima Rsubstâncias essenciais detectadas a partir de estudos realizados em laboratório, raramente sãoa causa de problemas nas condições naturais (Welch, Op. Cit.). Pesquisas têm demonstradoque o boro, enxofre e cloro não são jamais, ou raramente, associados a uma limitação decrescimento do fitoplâncton (Moss, Op. Cit.).

552.4.11 Fatores ambientais que desencadeiam uma floraçãoComo hoje em dia muitos países são compelidos a usar reservatórios eutróficos comofontes de água de abastecimento público (Hoeger et al., 2004; Molica et al., 2005) aocorrência comum de cianobactérias em águas naturais eutróficas causa um problema. Otratamento da água para remoção de cianobactérias ou toxinas extracelulares é muito caro edifícil para implementar e aumenta o custo da água de abastecimento (Vasconcelos, 1999;Vasconcelos & Pereira, 2001; Pietsch et al., 2002). Portanto, esforços conjuntos depesquisadores para identificar e monitorar as cianotoxinas têm sido árduos para compreendera contribuição dos fatores ambientais para a ocorrência de florações e produção de toxina.Hipóteses formais de fatores ambientais que favorecem o desenvolvimento decianobactérias e produção de toxinas são classificadas em três categorias: condições físicas,químicas e biológicas modulando essas ocorrências têm sido aceitas (Arquitt & Johnstone,2004; Jann-Para et al., 2004). Tradicionalmente a ocorrência de florações tem sidorelacionada como essencial para o seu desenvolvimento a disponibilidade de nutrientes, arazão nitrogênio/fósforo e de luz (Fujimoto et al., 1997; Krivtsov et al., 2000). Condiçõesabióticas, tais como temperatura elevada, irradiância solar, e regime do vento têm sidotambém relacionados com a ocorrência florações (Easthope & Howard, 1999; Ha et al., 1999;Kanoshina et al., 2003). Outros investigadores têm focalizado sobre migração vertical emudanças de flutuabilidade, tempo de residência da água e os efeitos resultantes nas taxas decrescimento (Wallace & Hamilton, 1999; Visser et al., 1997).A estratificação térmica controla o crescimento de cianobactérias e é considerada afavorecer espécies flutuantes. Estas, auxiliadas pela posse de vesículas de gás, são capazes decontrolar sua posição vertical na coluna de água e manter uma ótima posição com respeito aintensidade luminosa e disponibilidade nutrientes, durante o dia (Westwood & Ganf, 2004).Mais recentemente, os modelos ecológicos foram associados com outros incorporandoparâmetros hidrodinamicos, tais como o fluxo do rio, profundidade e corrente da água(Bonnet & Poulin, 2002; Robson & Hamilton, 2004).A gestão do fluxo do rio, particularmente o controle da descarga da barragem, temsido sugerida como um dos parâmetros sobre o qual atuar para dissipar florações ou mesmoprevenir sua ocorrência (Maier et al., 2004; Webster et al., 2000). Contudo, o uso destesmodelos como ferramentas de controle de florações ainda não parcialmente têm sidoalcançadas. Isto é, porque muitos dos modelos apenas aplicavam eficazmente à localizaçãoespecífica no qual os dados foram gerados e em parte porque esses modelos são melhores em

56predizer a ocorrência de uma floração do que a evitá-la. Além disso, sugere evidencia queespécies de cianobactérias diferentes fossem responder diferentemente aos fatores ambientais,que causam grande dificuldade em uso de modelos preditivos gerados sobre dados de outrasespécies.As causas do declínio de florações também não são compreendidas claramente.Tem sido aceito que flutuabilidade e agentes líticos desempenham um papel significativo, masquase nenhum trabalho tem sido feito relacionando níveis de nutrientes ou outros fatoresabióticos (Arquitt & Johnstone, 2004). Alguns autores sugeriram o envolvimento decianofagos (Hewson et al., 2001). Outros têm sugerido que em estuários, a perda de células dacamada superficial através das marés advecção para o oceano pode contar para o declínio(Robson & Hamilton, 2004). Outros fatores ambientais que poderiam estar envolvidos noprocesso de formação de floração:- A contaminação dos sistemas aquáticos com elementos químicos inorgânicos,organo-metálicos e orgânicos ainda não tem sido relacionada ao declínio ou ocorrência defloração. Até agora informações com relação a correlações com a concentração de, porexemplo, pesticidas/herbicidas (DeLorenzo et al., 2001; Peterson et al., 1997) ouhidrocarbonetos aromáticos policíclicos (Warshwasky et al., 1995), é muito incipiente, masestas classes de químicos são uma presença conspícua em ambientes não habitados porcianobactérias.- Interações de cianobactérias com metais têm sido freqüentemente apresentadas,mas raramente no contexto de formadores de florações. O cálculo da abundância relativa demetais traço e a especiação química nos oceanos Arqueano e Proterozoico levam a conclusãoque as cianobactérias marinhas têm sensibilidade a metal traço que são consistentes com suaevolução em um antigo oceano sulfidico, onde Cu, Zn, Cd foram significativamente menosdisponíveis do que Fe, Ni, Co e Mg (Saito et al., 2003; Williams & Fraústo da Silva, 2003).Como resultado, ainda hoje em dia as necessidades de metal de cianobactérias são diferentesdas microalgas eucarióticas. Por exemplo, algum fitoplâncton eucariótico tem a capacidade desubstituir cobalto para zinco na enzima anidrase carbônica “in vivo”, uma vez que estasubstituição cobalto-zinco ainda não foi observada em cianobactérias (Saito et al., 2002).As cianobactérias marinhas são muito sensíveis a ambas as toxicidades de Cu e Cd.Os dois metais talvez estiveram presentes em concentrações muito baixas no início dosoceanos, mas atualmente existem numa concentração muito mais elevada, daí a toxicidadepara as cianobactérias (Saito et al., Op. Cit.).

57As cianobactérias dependem de uma variedade de cátions de metal para manter ometabolismo celular. Pesquisas sobre o genoma de algumas cepas e, em alguns casos, aexpressão da proteína correspondente, tem estabelecido que elementos tais como Cu, Fe, Ni, eZn são essenciais (Cavet et al., 2003; Andrews et al., 2003; Mulrooney & Hausinger, 2003).Além disso, em ambiente aquático, cianobactérias podem atuar como absorventes biológicospor causa da afinidade para vincular metais dissolvidos, assim, desempenhando um papelimportante no seqüestro e afetando especiação do metal (Li et al., 2004; Zhou et al., 2004;Prasad & Pandey, 2000; Blanco et al., 1999; Garcia-Torresdey et al., 1998).Caracterização de reações sorção metal-cianobactérias tem demonstrado que assuperfícies de cianobactérias são estruturas complexas que contêm camadas de superfíciedistintas, cada uma com único grupo funcional molecular e propriedades vinculativas de metal(Dittrich & Sibler, 2005; Kretschmer et al., 2004; Yee et al., 2004; Phoenix et al., 2002). Osmetabólitos secundários tóxicos produzidos por algumas espécies também têm a capacidadede vincular metais do ambiente, assim influenciando a especiação do metal (Oliveira et al.,2005; Humble et al., 1997). Enquanto metais traço obtêm uma variedade de efeitos detoxicidade aguda e crônica (Miao et al., 2005; Heng et al., 2004), as cianobactérias tambémtêm a capacidade de acumular, desintoxicar ou metabolizar tais contaminantes (Garcia-Mezaet al., 2005; Wang et al., 2005).A dominância de um determinado organismo na comunidade fitoplanctônica estáestritamente relacionada a um conjunto complexo de fatores físicos, químicos e biológicos osquais estão inter-relacionados (Bouvy et al., 1999). Analisar apenas um fator, isoladamente,pode levar a uma interpretação errada. Desse modo, a identificação de um fator ambientalespecifica que seja responsável da floração de cianobactérias é crucial na elaboração eadequação de medidas no controle e redução destas florações.Estudos conduzidos desde século XIX (Francis, 1878; Robarts & Zohary, 1992;Rapala, 1997) sobre a qualidade da água em lagos e reservatórios, têm procurado distinguirmelhor os principais fatores ambientais que estão na origem deste fenômeno, assim como suasconseqüências em termos de toxicidade. No entanto, já é sabido que as florações decianobactérias são geralmente precedidas por enriquecimento de nutrientes no meio, quecoincidem com alterações ambientais favoráveis, tais como a estratificação na coluna d’água,aumento da temperatura da água (25ºC a 30ºC), baixa relação N/P, vento fraco, pH neutro aalcalino e ausência de organismos planctônicos predadores (Paerl, 1988; Reynolds, 1998; Muret al., 1999).

58Ao mesmo tempo, a influência dos fatores climáticos, como o vento e a intensidadeluminosa, pode também modificar a estrutura fitoplanctônica (Tótth & Padisák, 1986; Paerl,Op. Cit., Townsend et al., 1996).Se em ambiente temperado a temperatura é geralmente um fator determinante doaparecimento de florações, os ambientes tropicais se caracterizam por uma substituição dasazonalidade térmica por uma sazonalidade hidrológica, à qual se acrescenta uma fortevariabilidade interanual das precipitações (Lewis, 1995). Uma outra peculiaridade dosambientes tropicais é a raridade de grandes herbívoros zooplanctônicos e de peixeszooplanctôfagos no meio das cadeias tróficas pelágicas, que induz assim uma cadeia tróficageralmente voltada em direção aos organismos do “elo microbiano” - microbial loop(Lazzaro, 1987; Bouvy, 1991). Essas e algumas especificidades limitam a extrapolação àscondições tropicais de conhecimentos adquiridos em ambiente temperado em termos defuncionamento dos ecossistemas aquáticos. As cianobactérias possuem certas propriedadesespeciais que determinam sua importância relativa nas comunidades de fitoplâncton.A necessidade de monitoramento e avaliação adequada dos parâmetros de qualidadeda água e do ecossistema aquático, a compreensão dos fatores reguladores à formação deflorações de cianobactérias é primordial, quer por um problema de saúde pública e/ou pormanter o equilíbrio ecológico de um corpo d’água. A pré-condição de florações entre apresença de uma população importante de cianobactérias, importa de se interessar os fatoresque estimulam o crescimento dessas células. Certos gêneros de cianobactérias podemapresentar um supercrescimento, favorecendo-se de condições ambientais ideais como oaumento de temperatura, a concentração de nutrientes, especialmente nitrogênio e fósforo, aincidência de luz solar, a salinidade, a circulação de água e até a direção do vento (Torgan,1989), formando “blooms” ou florações de algas que se caracterizam por um crescimentoexponencial e de curta duração. Oliver & Ganf (2000) observam que várias hipóteses estãopresentes na literatura científica:a) Temperatura d’águaAs cianobactérias possuem um ótimo crescimento à temperatura ótima da águatipicamente acima de 25°C, podendo crescer em temperaturas entre 15°C e 35°C (Robarts &Zohary, 1987; Reynolds & Walsby, 1975, Briand, 2001), embora elas sejam capazes detolerar baixas temperaturas, e de sobreviver em temperaturas bem mais baixas, regiõespolares. Mas as cianobactérias, quando submetidas à temperaturas mais elevadas, apresentamum crescimento mais rápido (Tang et al., 1997, 1999).

59b) Intensidade de luzA luz acelera as taxas de fotossíntese da comunidade fitoplanctônica e, portanto, aluminosidade é fator limitante da fotossíntese, porém, sabe-se que as cianobactérias sãocapazes de crescer em intensidades luminosas muito baixas em razão de mais baixasexigências energéticas das células e a taxa fotossintética aumenta linearmente em relação àluz (Richardson et al., 1983). Além disso, elas possuem mais pigmentos suplementares quedelas são exclusivos (das quais aloficocianina: A máx = 650 nm, ficocianina: A máx = 620 nm e aficoeritrina: A máx = 565 nm) organizados nas estruturas chamadas ficobiliproteinas (Grossmanet al., 1995). Segundo Shafik et al. (1997), exposição de luz acima de 120-150 µmolm -1 s -1 foiinibitório para culturas de C. raciborskii.As cianobactérias da espécie Cylindrospermopsis raciborskii podem formarflorações em intensidades luminosas muito baixas até 0,5 m de profundidade, próximo de 9µmol.fóton.m -2 .s -1 em alguns reservatórios brasileiros (Bouvy et al., 1999). A formação deacinetos ocorre comumente em resposta a limitação de nutrientes ou luz, condiçõesdesfavoráveis que não suportam o crescimento vegetativo e dominância do organismo (Mooreet al., 2003). A disponibilidade de luz e a energia dispensada para fixação de nitrogêniopodem influenciar o crescimento dependente de fósforo (Istvánovics et al., 2000).c) Excesso de nitrogênio e fósforo totaisNitrogênio e fósforo são elementos essenciais ao crescimento dos organismos egeralmente limitantes na água (Wetzel & Likens, 2000). O fósforo é um elementoindispensável ao crescimento das cianobactérias, pois faz parte da composição de importantescompostos celulares diretamente ligados ao armazenamento de energia da célula, como ATP,AGP. Além disso, o fosfato faz parte da composição dos ácidos nucléicos, fosfolipídios,nucleotídeos, fosfoproteínas. Esta absorção em excesso tem grande significado ecológico,pois possibilita o crescimento da população de algas, mesmo quando a fonte externa defósforo solúvel está esgotada, caso das cianofíceas (Esteves, 1998; Brepohl, 2000; Quintana etal., 2003; Xie et. al., 2004).Diversos autores (Baumgarten et al., 2001; Brepohl, Op.Cit.) afirmam que aliberação de nutrientes nitrogenados e fosfatados pelo sedimento é um importante fator nadeterminação dos níveis tróficos de um sistema aquático, sendo que para se determinar asituação trófica do mesmo, faz-se necessária a verificação da dinâmica de intercâmbio denutrientes entre a água e o sedimento.

60O fato das cianobactérias serem mais abundantes em águas contendo altaconcentração de matérias orgânicas poderia ser explicado pela maior capacidade de obter altasconcentrações de amônio o qual seria utilizado sem gasto de energia diferentemente de outrasformas de nitrogênio, na formação de seus aminoácidos.Ao aumento dos níveis do aporte de nutrientes é habitual associar um crescimento dofitoplâncton. Freqüentemente, as florações de cianobactérias estão relacionadas a de fortesconcentrações pontuais de fósforo e de nitrogênio (Schindler et al., 1973; Watson et al., 1997;Blomqvist et al., 1994).d) Razão nitrogênio total / fósforo total (NT:PT)A razão nitrogênio total e fósforo total (NT:PT) pode ser determinante segundoalguns autores (Smith, 1983), com uma proliferação maior de cianobactérias quando a razão ébaixa, inferior a 29. Entretanto, esta hipótese ainda é contestada por outros autores (Downinget al., 2001). Eles estimam que a absorção elevada de nitrogênio no período de proliferaçõesdas cianobactérias contribuiria para diminuir esta razão, assim a explicação dessa baixa razãoseria mais uma conseqüência que uma causa dessas proliferações (Lathrop, 1988).e) pH e carbono inorgânico dissolvido (CID)O pH e o carbono inorgânico dissolvido (CID) evoluem durante florações decianobactérias, com geralmente elevados valores de pH durante seu crescimento e, portantoreduções importantes em carbono inorgânico dissolvido, comumente desfavorável para asoutras comunidades fitoplanctônicas (Shapiro, 1997). As cianobactérias têm a capacidade decrescer em pH elevado, ou seja, pelos equilíbrios entre H 2 CO 2 , CO 2 , HCO - 3 , CO 2- 3 , dasconcentrações de carbono inorgânico dissolvido (CID) baixas (Shapiro, 1973). Algumascianobactérias possuem um mecanismo que lhes permite utilizar o HCO - 3 com o auxílio de-uma enzima (anidrase carbônica) que é capaz de converter HCO 3 em CO 2 (Talling, 1976).Mas parece que um pH alcalino, não seria a origem de florações, porém antes de persistênciajá que florações extenuam primeiro o CID que, em seguida, gera as condições ou ascianobactérias tem uma vantagem (Shapiro, Op. Cit.).f) Fixação do N 2 e incorporação de NH 4A fixação do nitrogênio atmosférico molecular é o apanágio das cianobactériasheterocitadas, isto é, nenhum outro grupo componente do fitoplâncton tem essa capacidade deutilizar o N 2 . A capacidade de fixar nitrogênio atmosférico (N 2 ) pode explicar apredominância das cianobactérias quando o nitrogênio combinado torna-se limitante(Coutinho, 1982) e confere certa vantagem competitiva quando o nitrogênio inorgânico torna

61o elemento limitante na coluna d’água.Além disso, as cianobactérias (procariontes) têm uma preferência por nitrogênio sobforma de amônio (N-NH + 4 ), enquanto o nitrato (N-NO - 3 ) é a forma preferencial das célulaseucariontes do fitoplâncton (Blomqvist et al., 1994). Esta capacidade tem sua importância nasrepresas ou reservatórios eutróficos que possuem uma zona anôxica próximo do fundo, queras condições que permitam a desnitrificação bacteriana, que reduz os nitratos em amônia. Ascianobactérias seriam assim favorecidas nos lagos e reservatórios eutróficos (Hyenstrand etal., 1998).Porém, parece que esta preferência por NH + 4 torna-se visível somente à de baixasintensidades luminosas (Garcia-Gonzalez et al., 1992). As concentrações de nutrientes nosedimento e na coluna de água influenciam o crescimento de diversas espécies, citando-se aAphanothece stagnina que forma colônias mucilaginosas falsamente soltas no sedimento.g) Reserva de fósforoEstudos demonstraram que o fósforo solúvel em excesso na água é armazenado nointerior da célula sob a forma de grânulos de polifosfatos, ou como metafosfato (Fay, 1983;Kromkamp, 1987; Pettersson et al., 1993) e as reservas internas em fósforo são característicasdas cianobactérias. Assim, as células estocam o fósforo em condições não limitantes (perto desedimentos) e o utilizam quando as condições de luz se tornam favoráveis, realizando afotossíntese (na superfície d’água), ou em outros locais onde os nutrientes estão em pequenasquantidades (Ishikawa et al., 2002).h) Liberação de toxinasA liberação de toxinas por algumas espécies de cianobactérias, sob certas condiçõesambientais não claramente definidas, pode acionar desequilíbrios ecológicos importantes paraum ecossistema (perda de biodiversidade). A presença dessas toxinas em determinadosecossistemas como nos reservatórios de água potável revela-se preocupante para a saúdepública em escala local ou regional. Ademais, uma mesma espécie pode sintetizar váriastoxinas diferentes, dentre as quais, hepatotoxinas peptídicas (microcistinas e nodularinas), acilindrospermopsina e suas derivadas, as neurotoxinas (anatoxinas e os venenos paralíticos demoluscos ou PSP), as dermatoxinas e alguns polissacarídeos (Chorus & Bartram, 1999).i) Pastoreio pelo zooplânctonO pastoreio ou ingestão por parte do zooplâncton, um dos fatores de controledescendente de fitoplâncton, exerce-se pouco sobre as cianobactérias em relação aos outrosgrupos do fitoplâncton. Além das suas grandes dimensões (Reynolds, 1997), algumas

62cianobactérias têm desenvolvido diferentes meios de defesa para evitar seu consumo pelozooplâncton. A liberação de compostos químicos, mesmo tóxicos, sua associação em colôniasexcessivamente grandes, ou forma em filamentos, não permite ao zooplâncton de realizar seusmecanismos de filtração ou de pastoreio (Lampert, 1987; Bouvy et al., 2001).j) Controle da posição na coluna da águaA capacidade de regulação de sua posição na coluna d’água por intermediário devacúolos gasosos ou de balastros carboidratos é uma das características das cianobactérias(Oliver & Ganf, 2000). Em condições de estratificação (ou seja, quando a mistura é limitadaàs camadas superficiais da coluna d'água), não sedimentariam. Os vacúolos também lhespermitem explorar os gradientes opostos de luz e de sais nutricionais durante a estratificação(Reynolds, 1992; Head et al., 1999). A velocidade vertical de migração é significante. Oliver& Ganf, 2000 mencionam que Microcystis sp, pode ter uma velocidade de 250 m.dia -1 . Estesmecanismos, além de protegê-las, proporcionam-lhes uma vantagem competitiva contraoutros grupos do fitoplâncton, como aqueles que sofrem maior pressão pastoreio.k) TurbidezParâmetro que mede a resistência da água à passagem da luz. A turbidez é causadapela presença de partículas em suspensão grosseira ou coloidal, e é uma característica daságuas correntes, podendo aumentar nos períodos chuvosos. Existe naturalmente nas águas apresença de: material em suspensão, plâncton, microrganismos, argilas e siltes. Sua principalfonte é o aporte de partículas de solos em função de desmatamentos, processos erosivos eatividades de mineração, podendo advir, também do lançamento de efluentes que contenhammaterial fino. Afeta esteticamente os corpos d’água e pode causar distúrbios aos ecossistemasaquáticos, devido à redução da penetração da luz. Quando a turbidez é alta, há um aumentonos custos do processo de tratamento para fins de abastecimento público e industrial, devidoao maior consumo de produtos químicos. A unidade da turbidez é NTU – UnidadeNefelométrica de Turbidez.Em ambientes de água doce o desenvolvimento de florações de cianobactérias causao aumento de material em suspensão dissolvido e particulado, dando à água aspecto barrentoou leitoso, com grande aumento da turbidez e diminuição da transparência da água.l) Estabilidade populacionalPor terem poucos inimigos naturais, não sofrem impactos significativos devido àherbivoria e por sua capacidade de flutuação na água impedir a sedimentação, as taxas deperda das populações de cianobactérias são geralmente baixas. Com isso, as baixas taxas de

63crescimento são compensadas pelo longo período que prevalecem as populações, uma vez queessas estão estabelecidas (Chorus & Bartram, 1999). O tempo de residência da água nosistema aquático favorece a dominância das cianobactérias na comunidade fitoplanctônica.Dentre as outras condições, a estabilidade da coluna da água é condição em que populaçõesde Cylindrospermopsis podem formar florações. A ocorrência de C. raciborskii emambientes rasos sem estratificação duradoura foi registrada em ambientes tropicais esubtropicais (Padisák, 1997, Briand et al., 2002; Marinho & Huszar, 2002, Tucci &Sant’Anna, 2003).m) Taxa de crescimentoAs cianobactérias normalmente possuem taxa de crescimento bem menor que a demuitas espécies de algas. Taxas lentas de crescimento requerem longo tempo de retenção daságuas para permitir a formação da floração de cianobactérias. No entanto, o comportamentoda taxa de crescimento desses organismos não é homogêneo, pois suas propriedadesecofsiológicas diferem. Além disso, esses organismos não se desenvolvem em águas de curtotempo de retenção (Chorus & Bartram, 1999).n) Espécies exóticasA entrada de espécies que não são nativas de determinado lago ou reservatório e quesão introduzidas por ação humana ou acidentalmente, se torna uma piora para o ecossistema.Devido à localização dos lagos e reservatórios próximos a rodovias, existe a possibilidade detransporte dessas espécies por caminhões e outros veículos. Esses organismos podem prenderseem pneus, em outras localidades e ao se desprenderem são carregados através das águas dechuva e dos ventos até o lago. Porém, os principais vetores de disseminação dessas espéciessão os pássaros, que podem transportá-las de uma região a outra com espécies impregnadas napenugem ou em seu corpo.As espécies exóticas de cianobactérias quando introduzidas no lago e reservatórionão servem de alimento para o zooplâncton, uma vez que os mesmos só alimentam-se dasespécies nativas. Assim, essas espécies tendem a se acumular por não fazerem parte da cadeiatrófica, piorando a problemática do surgimento de florações de cianobactérias. Foi ate’sugerido que algumas espécies, como Cylindrospermopsis raciborskii, poderiam serconsideradas como espécies invasoras (Figueredo, 2007).o) Estratificação térmica e mistura da águaEm lagos e reservatórios onde a profundidade é grande e a velocidade longitudinal é,em geral, pequena, as características do barramento podem produzir estratificação vertical de

64temperatura, massa específica e de parâmetros de qualidade da água.Quando a estratificação de temperatura ocorre formam-se as camadas chamadasepilimnio, metalimnio e hipolimnio. O epilimnio tende a ter temperatura uniforme e estarmisturado devido às ações externas. No metalimnio ocorre o maior gradiente de temperaturadenominado de termoclina. Nesta zona se equilibram as ações do vento, radiação solar eempuxo da massa d’água. No hipolimnio o gradiente é uniforme e a massa d’água não sofre aação das forças externas. Essas forças podem modificar a posição da termoclina poraprofundamento do epilimnio.A termoclina é formada quando a superfície do lago é aquecida originando umgradiente negativo de temperatura com a profundidade. A termoclina tem a tendência deaprofundar-se durante o verão devido a este aquecimento. Durante o fim do verão e início dooutono quando a temperatura diminui, esfriando a superfície do lago, ocorre o processo demistura, já que a água fria é mais densa e tende a penetrar até níveis de água com a mesmadensidade. Este processo continua até que ocorra uma condição isotérmica (Bella, 1970). Estavariação é também observada entre o período diurno que possui radiação solar e o noturnoque ocorre resfriamento da superfície (Kallf, 2002).As ações externas que influenciam no processo de estratificação são: radiação solar –com o aquecimento da camada superior produz expansão e redução de densidade nas camadassuperiores, ação do vento – produz turbulência e mistura das diferentes camadas doreservatório e entrada e saída do fluxo e temperatura – têm influência devido às suascaracterísticas de volume, temperatura, densidade e concentração dos parâmetros.Van Breemen & Kok (1979) consideraram 4 estados para reservatórios:1. Completamente misturado: ocorre em períodos de pouco aquecimento solar, aturbulência produzida pelo vento é suficiente para vencer o empuxo e uniformizar osgradientes; 2. Desenvolvimento para cima: ocorre em períodos de aumento de radiação solar aprodução de turbulência é insuficiente para distribuir o empuxo, como conseqüência atermoclina move-se para cima; 3. Desenvolvimento para baixo ou penetração: nos períodos deaumento de vento e/ou redução de radiação solar, a produção de turbulência aumenta comrelação a produção de empuxo. Como conseqüência a camada turbulenta penetra nohipolimnio movendo para baixo a termoclina e 4. Desenvolvimento completo da estagnação:na falta de vento a turbulência da superfície é pequena. Nestas circunstancias o perfil detemperatura é determinado pelos processos de difusão do tipo molecular.Do ponto de vista geral, Water Resources Engineers Inc. (1969) classificou osreservatórios com base no tempo de detenção, que é a relação entre volume e vazão média de

65entrada. A classificação é a seguinte:1. pequena vazão/volume – neste caso classificam-se grandes reservatórios comtempo de detenção maior do que um ano. Pequenas variações sazonais ocorrem noarmazenamento e a vazão de saída é retirada da superfície; 2. média vazão/volume – Tambémsão classificados grandes reservatórios com tempo de detenção entre quatro meses e um ano.Estes reservatórios apresentam estratificação e grande variação do armazenamento; 3. grandevazão/volume – reservatórios nesta classe são geralmente do tipo escoamento de rio comtempo de residência menor que 4 meses.A estratificação térmica de um lago é difícil de formar e a variação longitudinal datemperatura pode ocorrer. Ela é um fenômeno que se produz quando a radiação solar e atemperatura atmosférica são elevadas e a velocidade do vento é baixa. Essas condiçõeslimitam a turbulência da água e, por isso, a mistura. A massa de água superficial se aqueceentão mais rapidamente e em seguida, torna-se menos densa (forma epilimnio), enquanto águaem profundidade, que recebe menos energia do que a superfície fica mais fria e, portanto,mais densa (hipolimnio) (Wetzel, 2001). Portanto, se criam duas camadas d’água superpostasque, não se misturam jamais, separadas por uma terceira camada, chamada metalimnio.O epilimnio e o hipolimnio têm cada um características diferentes (Spigel &Imberger, 1987). O epilimnio é uma camada de água influenciada pelo vento e, porconseguinte, muito bem misturada (embora também possa ser constituída de várias camadasde água com densidades diferentes (Imberger & Patterson, 1990). O CO 2 e o O 2 são trocadosna interface ar-água. O epilimnio corresponde assim à camada eufótica. A luz fica entãodisponível para a fotossíntese. Por contrário, os nutrientes são ligeiramente disponíveis sendointegrados na biomassa fitoplanctônica. O hipolimnio é, em contrapartida, uma camadafracamente submetida ao efeito do vento. Ela é isolada e os processos de decomposiçãodominam em um lago eutrófico, devido à abundância de matéria orgânica e a ausência de luzque permitiria a fotossíntese. Os elementos nutritivos tais que o nitrogênio e o fósforo sãoabundantes nas condições geralmente anóxicas).O retrato de um lago estratificado permite constatar que os dois recursos principaispara o fitoplâncton se encontram nas duas extremidades da coluna d’água: a luz na superfíciee os elementos nutritivos perto do sedimento (Reynolds, 1987). O fitoplâncton que dependeda mistura para aceder a esses recursos serão incapazes de crescer e retirados da coluna d'águapor sedimentação após chegar ao hipolimnio (Huisman et al., 2002).

662.5 Ecoestratégias das CianobactériasAs cianobactérias constituem um grupo taxonômico amplamente distribuído emambientes aquáticos do mundo (Pitois et al., 2000) e devido a suas características fisiológicase ecológicas se mostram competitivamente superiores a outros organismos fitoplanctônicos.Entre as estratégias de diversas espécies deste grupo que possibilitam o desenvolvimento dedensas populações, cabe assinalar:Um ecossistema aquático do tipo pelágico é caracterizado pela existência de umarede trófica no meio da qual a produção primária, fonte de oxigênio essencial para organismosheterotróficos, é fornecido pelo fitoplâncton. Porém, a sucessão sazonal e as variaçõesinteranuais e espaciais do fitoplâncton, e do plâncton em geral, são uma função de fatores deregulação (fatores controle) de natureza físico-química e/ou biológica (McQueen et al., 1986).Dentro da comunidade do fitoplâncton, algumas características ambientais (estabilidade dacoluna d’água, transparência da água, concentração de nutriente) provocam uma substituiçãodas espécies do fitoplâncton devido à oportunidade de certas espécies de se desenvolver, nasnovas condições, dentre elas as cianobactérias definidas por certos autores como organismos"ecoestratégicos" (Chorus & Bartram, 1999).As propriedades ecofisiológicas das cianobactérias variam de espécie para espécie.Com isto, diferentes ecoestrategistas são adotadas para diferentes tipos de corpos d’água. Istopode auxiliar na determinação de que espécie de cianobactérias ocorrerá sob certas condições(Chorus & Bartram, 1999).2.5.1 Ecoestrategistas de formação de camadaDurante o período de floração de cianobactérias, certo número desenvolve váriosagregados (colônias) de células, os quais não são distribuídos de forma homogênea na colunad’água. Os gêneros importantes que demonstram essas características são MicrocystisAnabaena e Aphanizomenon. Na superfície da água, a taxa de fotossíntese das colônias é altae as células armazenam grande quantidade de carboidratos. Embora as células contenhamcanais de gases, os carboidratos pesados atuam como lastro e induzem o afundamento juntocom as colônias (Chorus & Bartram, 1999).2.5.2 Ecoestrategistas de dispersão homogêneaEsse ecotipo compreende as formas filamentosas, como Planktotrix (Oscillatoria)agardhii e Limnotrix (Oscillatoria) redekei. Essas espécies são extremamente sensíveis a altas

68locais com intensidade luminosa de 1-5% da irradiação superficial (Chorus & Bartram, 1999).2.5.4 Ecoestrategistas de fixação de nitrogênio atmosféricoO desenvolvimento em massa de espécies capazes de fixarem o nitrogênio daatmosfera, espécies dos gêneros Anabaena, Aphanizomenon, Cylindrospermopsis, Nodulariae Nostoc, pode ser relacionado à limitação periódica de nitrogênio. Exemplos são encontradosem corpos d’água profundos, assim como também em sistemas rasos. Entretanto, como essesecoestrategistas geralmente são dominantes em ecossistemas com baixos níveis de nitrogênioinorgânico dissolvido, a reversão não é necessariamente aplicável. Muitas represas comlimitação de nitrogênio bastante clara, não são dominadas por cianobactérias fixadoras donitrogênio. A baixa disponibilidade de luz pode ser uma causa disso, pois o processo deinovação do nitrogênio requer altas quantidades de energia. Um certo número de espéciespode formar colônias e possuir canais de gases. Isso significa que elas podem regular aflutuação, como Microcystis, e podem formar camadas estáveis ao longo da margem nadireção dos ventos (Chorus & Bartram, 1999).Medidas de restauração as quais reduzem simultaneamente a carga de fósforo solúvele nitrogênio podem reforçar a dominância das condições limitantes de nitrogênio, e depois aprobabilidade de maiores populações de cianobactérias fixadoras de nitrogênio (Chorus &Bartram, 1999).2.5.5 Ecoestrategistas de formação de pequenas colôniasSegundo Chorus & Bartram (1999) casos de grandes concentrações de pequenascolônias do gênero Aphanotece têm sido identificados. Poucas informações são disponíveissobre a regulagem de flutuação e formação de camadas pelas espécies envolvidas. Em várioscorpos d’água, a dominância da Aphanotece tem ocorrido depois da diminuição daspopulações de Planktothrix rubescens. A predominância dessa espécie não se dá somente pelalimitação do fosfato ou do nitrogênio, e não existem associações claras que expliquem arepentina dominância dessas cianobactérias. Elas parecem dominar em um estadointermediário durante a recuperação do lago após as medidas de restauração terem sidotomadas, mas sua ecologia não é conhecida.2.5.6 Cianobactérias bentônicasAlgumas cianobactérias podem crescer nos sedimentos de fundo dos reservatórios osquais são suficientemente claros para permitir a entrada da luz até essas superfícies. Essas

69espécies bentônicas podem formar camadas coesas (como se fossem tapetes). As camadasproporcionam altas taxas de fotossíntese que levam a liberação de oxigênio, como bolhas, nointerior na camada, conseqüentemente partes do “tapete de cianobactérias”, então se soltam esobem até a superfície (Chorus & Bartram, 1999). Um exemplo é o gênero Lyngbya.

703 Referências BibliográficasABOAL, M., & PUIG, M. (2005). Intracellular and dissolved microcystin in reservoirs of theriver Segura basin, Murcia, SE Spain. Toxicon. 45, 509 – 518.ADAMS, D. G. (2000). Symbiotic interactions. In Whitton, B. A. & Potts, M. (Eds). Theecology of cyanobacteria. Kluwer Academic Publishers. Netherlands. pp. 523-561.AGENCIA NACIONAL DE ÁGUAS (2001). Planejamento e gerenciamento de lagos ereservatórios: uma abordagem integrada ao problema da eutrofização. Brasília, 385p.ALOUF, J. E. (2000). Bacterial protein toxins. An overview. In Holst, O. (Ed). Bacterialtoxins - Methods and protocols. Methods in molecular biology 145. Humana Press. Totwa.New Jersey. pp. 1-26.AMORIM, A. & VASCONCELOS, V.M. (1999). Dynamics of microcystins in the musselMytilus galloprovincialis. Toxicon 37: 1041-1052.ANDERSON R. J., LUU, H. A., CHEN, D. Z. X., HOLMES, C. F. B., KENT, M.,LEBLANC, M., TAYLOR, F. J. R. & WILLIAMS, D. E. (1993). Chemical and biologicalevidence links microcystins to salmon “nepten liver disease”. Toxicon 31: 1315-1323.ANDREWS, S. C., ROBINSON, A. K. & RODRÍGUES-QUIÑONES, F. (2003). Bacterialiron homeostasis. FEMS Microbiol. Rev. 27: 215 – 237.AN, J. & CARMICHAEL, W. W. (1994). Use of a colorimetric protein phosphatasesinhibition assay and enzyme linked immunosorbent assay for the study of microcystins andnodularins. Toxicon 32: 1495-1507.ANNADOTTER, H. et al. (1995). An out break of gastroenteritis associated withconsumption of cyanobacteria. In: International congress on toxic cyanobacteria, Denmark, p.2ARQUITTT, S., AND JOHNSTONE, R. (2004). A scoping and consensus building of a toxicblue-green algae bloom. Syst. Dyn Rev. 20, 79 – 198AZEVEDO, S. M. F. O.; EVANS, W. R.; CARMICHAEL, W. W.; NAMIKOSHI, M. (1994).First Report of microcystis from a Brazilian isolate of the cyanobacterium Microcystisaeruginosa. J. Apll. Phycol., 6: 261-265, BelgiumAZEVEDO, S. M. F. O. (1996). Current studies on toxic cyanobacteria in Brazil. XII ReuniãoAnual da Federação de Sociedade de Biologia Experimental, Caxambu, MG, p.40AZEVEDO, M. F. O. (1998). Toxinas de cianobactérias: causas e conseqüências para a saúdepública. Medicina on line, (1): 3:1-19AZEVEDO, M. S. F. O. & VASCONCELOS, (2006). Toxinas de cianobactérias: Causas econseqüências para a saúde pública. In: Ecotoxicologia aquática: Princípios e aplicações(Zagatto, P. A. & Bertoletti, E., eds). Rima, São Paulo, P. 433-458.

71BAKER, P. D. & HUMPAGE, A. R. (1994). Toxicity associated with commonly occurringcyanobacteria in surface waters of Murray-Darling Basin, Australia. Aust. Jour. Marine andFreshwater. Res., 45: 773-786BALLOT, A., KRIENITZ, L., KOTUT, K., WIEGAND, C., AND PFLUGMACHER, S.(2005). Cyanobacteria and cyanobacterial toxins in the alkaline crater lakes Sonachi andSimbi, Kenya. Harmful Algae 4, 139 – 150BANKER, R., CARMELI, S., HADAS, O., TELTSCH, B., PORAT, R., SUKENIK, A.(1997). Identification of Cylindrospermopsin in Aphanizomenon ovalisporum(Cyanophyceae) isolated from Lake Kinneret, Israel. J. Phycol. 33: 613-616BARBOSA, F.; MARQUES, M. M. (2002). A água como patrimônio da humanidade. In:Reunião Brasileira de Manejo e Conservação do Solo e da Água, 14., Cuiabá. Resumos...Cuiabá.BARTRAM, J., CARMICHAEL, W., CHORUS, J., JONES, G. & SKULBERG, O. M.(1999). Introduction, p. 1-14. In Chorus, J. & Bartram, j. (eds.), Toxic Cyanobacteria inWater: a Guide to Their Public Health Consequences, Monitoring and Management. E & FNSponBAUMGARTEN, M. G. Z., NIENSHESKI, L. F.; VEECK, L. (2001). Nutrientes na colunad’água e na água intersticial de sedimentos de uma enseada rasa estuarina com aportes deorigem antrópica (RS-Brasil). Revista Atlântida. V. 23, p. 101–116BEASLEY, V. R., COOK, W. O., DAHLEM, A. M., HOOSER, S. B., LOVELL, R. A.,VALENTINE, W. M. (1989). Intoxication in livestock and water fowe. Clinical Toxicology –Veterinary clinics of North America. Food Animal Practice, V. 5, p. 345-361BITTENCOURT-OLIVEIRA, M. C. & MOLICA, R. (2003). Cianobactérias tóxicas. RevistaBiotecnologia, Ciência & Desenvolvimento, n. 30BLANCO, J.; FERNÁNDEZ, M. L. & WYATT, T. (Eds). (1999). Harmful Algae. Proc. VIIConf. Harmful Algae. IOC/UNESCO. Spain. P. 26-28.BLOMQVIST, P., A. PETTERSSON et P. HYENSTRAND. (1994). Ammonium-nitrogen: Akey regulatory factor causing dominance of non-nitrogen-fixing cyanobacteria in aquaticsystems. Archiv für Hydrobiologie 132: 141-164.BOBEDA, C. R. R. (1993). Isolamento, purificação e caracterização de microcistinas(heptapeptideos tóxicos) encontradas em uma floração de Cianobactérias ocorrida noreservatório Funil (Resende, RJ). – PhD thesis. Universidade Federal do Rio de Janeiro.BONNET M.P. & POULIN, M. (2002) “Numerical modelling of the planktonic succession ina nutrient rich reservoir: environmental and physiological factors leading to Microcystisaeruginosa dominance”. Ecological Modelling 156 (2003):93-112BOTHE, H. (1982). Nitrogen fixation. In Carr, N. G. & Whitton, B. A. (Eds). The biology ofcyanobacteria. Blackwell Scientific Publications. Oxford. pp. 87-104.

72BOUCHARD VALENTINE, M., (2004). Floraisons de cyanobactéries au lac Saint-Augustin:dynamique à court terme et stratification, Université Laval, Département de biologie,Mémoire de maîtrise.BOUVY M. (1991). Contrôle du compartiment bactérien dans les écosystèmes aquatiquestropicaux : le rôle de la prédation. Doc . Habilitation à diriger des recherches, UniversitéMontpellier II.BOUVY, M.; MOLICA, R.; DE OLIVEIRA, S.; MARINHO, M. & BEKER, B. (1999).“Dynamics of a toxic cyanobacterial bloom (Cylindrospermopsis raciborskii) in a shallowreservoir in the semi-arid region of northeast Brazil”, Aquat. Microbiol. Ecol., v. 20, pp. 285-297.BOUVY, M., PAGANO, M. & TROUSSELLIER, M. (2001). Effects of a cyanobacterialbloom (Cylindrospermopsis raciborskii) on bacteria and zooplankton communities inIngazeira reservoir (northeast Brazil). Aquat. Microb. Ecol. 25 (3) : 215-227.BRANCO, S. M. (1971). Hidrobiologia aplicada à Engenharia Sanitária, São Paulo, CETESB,3v.BRANCO, S. M. (1978). Hidrologia aplicada à engenharia sanitária. CETESB, 2ª edição,620p.BRANCO, S. M. (1983). Poluição: A morte de nossos rios, 2 a ed., São Paulo Ascetesb., p.166.BRANCO, S. M.; ROCHA, A. A. (1980). Educação ambiental, ciência do ambiente parauniversitários. São Paulo: CETESB, 206.BRANCO, C. W. C. & SENNA, P. A. C. (1994). Factors influencing the development ofCylindrospermopsis raciborskii and Microcystis aeruginosa in Paranoá Reservoir, Brasília,Brazil. Algological Studies 75: 85-96BRASIL. MINISTÉRIO DA SAÚDE. (2004). Portaria n. 518 de 25 de maio de 2004.Disponível em: http://www.anvisa.gov.br/legis/portarias/518_04.htm. Acesso em28/novembro/2006BREPHL, C. D. (2000). Fósforo: intercâmbio entre a água e o sedimento de uma enseada rasaestuarina com porte antrópico no estuário da Lagoa dos Patos (RS – Brasil), Rio Grande.Dissertação (Mestrado). Fundação Universidade Federal de Rio Grande, 119p.BRIAND J.F. (2001). Cyanobactéries toxiques : prolifération et production toxinique de deuxespèces de la région parisienne, Cylindrospermopsis raciborskii et Planktotrix agardhii.Développement d’un bio-essai sur neuroblastomes pour la détection des toxines de type PSP.Thèse doctorat MNHN.BRIAND, J. F., ROBILLOT, C., QUIBLIER-LLOBÉRAS, C. HUMBERT, J. F., COUTÉ, A.& BERNARD, C. (2002). Environmental context of Cylindrospermopsis raciborskii(Cyanobacteria) blooms in a shallow pond in France, Wat. Res., v. 36, pp. 3183-3192

73BRITTAIN, S., MOHAMED, Z. A., WANG, J., LEHMANN, V. K. B., CARMICHAEL, W.W., RINEHART, K. L. (2000). Isolation and characterization of microcystins from a RiverNile strain of Oscillatoria tenuis Agardh ex Gomont. Toxicon. 38 (12): 1759-1771BYTH, S. (1980). Palm Island mystery disease. Medical Journal of Australia 2: 40-42.CALIJURI, M. C. (1999). A comunidade fitoplanctônica em um reservatório tropical (BarraBonita, SP). 211p. Tese (Livre –Docência) – Escola de Engenharia de Sã Carlos,Universidade de São Paulo.CALIJURI, M. C., ALVES, M. S. A. & SANTOS, A. C. A. dos (2006). Cianobactérias ecianotoxinas em águas continentais. 1 a ed. São Carlos, Rima, p.109CARBIS, C. R., RAWLIN, G. T., GRANT, P., MITCHELL, G.F., ANDERSEN, J. W., &MCCAULEY, I. (1997). A study of feral carp Cyprinus carpio L., exposed to Microcystisaeruginosa at Lake Mokoan, Australia, and possible implication on fish health. Journal ofFish Diseases 20: 81-91.CARMICHAEL, W.W. & GORHAM, P.R. (1981). The mosaic nature of toxic blooms ofcyanobacteria. In: W.W. Carmichael [Ed.] The Water Environment: Algal Toxins and Health,Plenum Press, New York, 161-172.CARMICHAEL, W. W. & SCHWARTZ, L. (1984). Preventing livestock deaths from bluegreenalgae poisoning. Farmers Bulletin 2275, Washington, DC: US Dept. of Agriculture.CARMICHAEL W. W., BEASLEY V. R., BUNNER, D. L., ELOFF, J. N., FALCONER, I.,GORHAM, P., HARADA, K., KRISHNAMURTHY, T., YU, M. ,J., MOORE, R. E.,RINEHART, K., RUNNERGAR, M., SULBERG, O. M., & WATANABE, M. (1988).Naming of cyclic heptapeptide toxins of cyanobacteria (blue-green algae). Toxicon 26: 971-973.CARMICHAEL, W.W., ESCHEDOR, J.T, PATTERSON, G.M.L. AND MOORE R.E.(1988b). Toxicity and partial structure of a hepatotoxic peptide produced by thecyanobacterium Nodularia spumigena Mertens. Appl. Env. Microbiol., 54, 2257-2263.CARMICHAEL, W.W., YU, M. J., HE, Z.R, HE, J.W. AND YU, J-L. (1988c). Occurrence ofthe toxic cyanobacterium (blue-green alga) Microcystis aeruginosa in Central China. Arch.Hydrobiol., 114, 21-30.CARMICHAEL, W. W., MAHMOOD, N. A. & HUDE, E. G. (1990). Natural toxins fromcyanobacteria (blue-green algae). In: Hall, S. & Strichartz, G. (Eds). Marine Toxins, Origin,Structure and Molecular Pharmacology. Vol. 418, American Chemical Society D. C., 87-106CARMICHAEL, W.W. (1992) A Status Report on Planktonic Cyanobacteria (Blue GreenAlgae) and their Toxins. EPA/600/R-92/079, Environmental Monitoring Systems Laboratory,Office of Research and Development, US Environmental Protection Agency, Cincinnati,Ohio.CARMICHAEL, W.W. (1992). Cyanobacteria secondary metabolites-cyanotoxins. JournalAppl. Bacteriol., v. 72, p. 445-459.

74CARMICHAEL, W. W. & D W. R. EVANS (1992). Neurotoxic Lyngbya wollei inGuntersville Reservoir, Alabama. North American Lake Management Society 12th AnnualInternational Symposium.CARMICHAEL, W. W. & FALCONER, I. R. (1993). Diseases related to freshwater bluegreenalgae toxins, and control measures. In: Algae toxins in seafood and drinking water.Academic Press Ltd, Cambridge, 12: 187-209.CARMICHAEL, W. W. (1994). The toxins of cyanobacterial. Scientific American 270: 78-86CARMICHAEL, W.W. (1997). In: Advances in Botanical Research. J. Callow, ed., London,Academic Press: 27: 211-256.CARMICHAEL, W. W. (2001). Health effects of toxin-producing cyanobacteria: “TheCyanoHabs”. Human and Ecological Risk Assessement 7: 1393-1407.CASTRO, A. T. P. (1997). Aspectos da resposta imunológica específica e inespecífica àinfecção. Sociedade Portuguesa de Imunologia 3: 11-35.CAVET, J. S., BORRELLY, G. P. M., & ROBINSON, N. J. (2003). Zn, Cu, and Co incyanobacteria: selective control of metal availability. FEMS Microbiol. Rev. 27: 165 – 181CHELLAPPA, N. T., COSTA, M. A. M. and MARINHO, J. R. (2000). Harmfulcyanobacterial blooms from freshwater ecosystems of North-East Brazil. Australia. Aust.Soc. Limnol. (Newsletter). 38: 2, 45-49CHIANDANI G. & VIGHI M. (1974). The N: P ratio and testes with Selenastrum to predicteutrophication in lakes. Water Res., 8 : 1062-1069.CHORUS, I. & BARTRAM, J. (Eds) (1999). Toxic cyanobacteria in water: a guide to theirpublic health consequences, monitoring and management, WHO, E&FN Spon, Routledge,London.CHORUS, I. & MUR, L. (1999). Toxic cyanobacteria in water. A guide to their public healthCHORUS, I., FALCONER, I.R., SALAS, H. J. & BARTRAM, J. (2000). Health risks causedby freshwater, cyanobacteria in recreation waters. Journal of Toxicology and EnvironmentalHealth, Part. B3: 323-347CHORUS, I. BUMKE-VOGT, C. LINDENSCHMIDT, K-E AND JAIME, E. (2001).Cyanotoxin occurrence in freshwaters. In.: Chorus, I. Cyanotoxins-occurrence, causes andconsequences. Springer Verlag Berlin Heidelberg New York.: 5-45.CHU, F. S., HUANG, X., WEI, R. D. & CARMICHAEL, W. W. (1989). Production andcharacterization of antibodies against microcystins. Applied Environmental Microbiology 55:1928-1933.CODD, G. A., BELL, S. G., BROOKS, W. P. (1989). Cyanobacterial toxins in water. WaterScience and Technology 21: 1-13CODD, G. A. (1998). Cyanobacterial blooms and toxins in fresh, brackish and marine waters.In: Harmful Algae. Procedings of the VIII International Conference on Harmful Algae, Vigo,

75Spain. Reguera, B., Blanco, J., Fernandez, M. L. And Wyatt, T. (eds). Xunta de Galicia andIntergovernmental Oceanographic Commision of UNESCO, Santiago de Compostela, Spain.P. 13-17.CODD, G. A. (2000). “Cyanobacterial toxins, the perception of water quality, and theprioritisation of eutrophication control”, Ecological Engineering. Vol. 16, 1: 51-60CODD, G.A., MORRISON, L. F. & METCALF, J. S. (2005). Cyanobacterial toxins: Riskmanagement for health protection. Toxicology and Applied Pharmacology 203 (3): 264-272CODD, G.A., AZEVEDO, S. M. F. O., BAGCHI, S. N., BURCH, M. D., CARMICHAEL,W. W., HARDING, W. R., KAYA, K., UTKILEN, H. C. (2005). CYANONET. A globalnetwork for cyanobacterial bloom and toxin risk management. Initial situation assessment andrecommendations, IHP-VI, Technical Documents in Hydrology, No. 76, UNESCO, Paris,141p. [www.ina.gov.ar/cyanonet/cyanonet.pdf]COHEN, P., HOLMES, C. F. B. & TSUKITANI, Y. (1990). Okadaic acid: a new probe forthe study of cellular regulation. Trends in Biochemical Sciences 15: 98-102.CONTE, S. M. et al (2000). Anais do XXVII Congresso Internacional de EngenhariaSanitária Ambiental, Porto Alegre, Brasil. 469p.CONVERTI, A., ZILLI, M. POLONILCKI, R. H., DEL BORGHI, M., FERRAIOLO, G.(1993). Influence of nutrient concentration in new operating criteria for biological removal ofphosphorus from wastewaters. Wat. Res. V. 27, No 5: 791-798COOK, C.M., VARDAKA, E. AND LANARAS, T. (2004). Toxic cyanobacteria in Greekfreshwaters, 1987-2000: occurrence, toxicity, and impacts in the Mediterranean region. ActaHydrochimica et Hydrobiologia. 32: 107-124.COSTA, S. M. & AZEVEDO, S. M. F. O. (1994). Implantação de um banco de culturas decianofíceas tóxicas. Iberingia, (45), 69: 64-74COTTINGHAM, K. L., CARPENTER, S. R. & AMAND et al. (1998). Responses ofepilimnetic phytoplankton to experimental nutrient enrichment in three small seepage lakes.Jour. Plankton res. 20, 1889-1914.COUTÉ, A. & CHAUVEAU O. (1994). Algae. Encyclopedia Biospeologica I, éd., Societé deBiopédologie, ISSN 0398-7973, 3 ème trimester: 371 – 380COUTINHO, R. (1982). Taxonomia, distribuição, crescimento sazonal. Reprodução ebiomassa das algas bentônicas no estuário da Lagoa dos Patos (R.S.). Dissertação (Mestradoem Ocanografia Biológica). Univeresidade do Rio Grande do Sul, 232p.CRAIG, M., LUU, H. A., MCCREADY, T. L., WILLIAMS, D., ANDERSEN, R. J.,HOLMES, C. F. B. (1996). Molecular mechanisms underlying the interaction of motuporinand microcystins with type-1 and type-2A protein phosphatases. Biochemistry and CellBiology 74: 569-578.DAHLMANN, J., RÜHL, A., HUMMERT, C., LIEBEZEIT, G., CARLSSON, P. &GRANELI, E. (2001). Different methods for toxin analysis in the cyanobacterium Nodulariaspumigena Toxicon 39: 1183-1190. (Cyanophyceae).

76DAWSON, R. M. (1998). The toxicology of microcystins. Toxicon. 36: 953-962DELGADO & GIANI (1996). Impactos provocados por um gradiente de poluição sobre acomunidade fitoplanctônica do reservatório de Furnas. In: Resumos do 3º Congresso deEcologia do Brasil, Caxambu-Minas Gerais, p. 411.DELORENZO, M. E., SCOTT, G. I., & ROSS, P. E. (2001). Toxicity of pesticides to aquaticmicroorganisms: a review. Environ. Toxic. Chem. 20: 84 – 98DOKULIL, M. T. & TEUBNER, K. (2000). Cyanobacterial dominance in lakes.Hydrobiologia 438: 1-12DOMINGOS, P., RUBIM, T. K., MOLICA, R. J. R., AZEVEDO, S. M. F. O.,CARMICHAEL, W. W. (1999). First report of microcystin production by picoplanktoniccyanobacteria isolated from a northeast Brazilian drinking water supply. Environ. Toxicol. 14:31-35DOWNING, J. A., S. B. WATSON et E. MCCAULEY. (2001). Predicting cyanobacteriadominance in lakes. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 58: 1905-1908.DOW, C. S. & SWOBODA, U. K. (2000). Cyanotoxins. In: Whitton, B. A. & Potts, M. (eds).The ecology of cyanobacteria. Kluwer Academic Publishers, p. 613-632DITTRICH, M., & SIBLER, S. (2005). Cell surface groups of two picocyanobacteria strainsstudied by zeta potential investigations, potentiometric titration, and infrared spectroscopy. J.Colloid Interface Sci. 286, 487 – 495.DUFOUR P. & BERLAND B. (1999). Nutrient control of phytoplanktonic biomass in atolllagoons and Pacific ocean waters: studies with factorial enrichment bioassays. J. Exp. Mar.Biol. Ecol., 234 (2) : 147-166.DUY, T. N., LAM, P. K. S., SHAW, G. & CONNELL, D. W. (2000). Toxicology and riskassessment of freshwater cyanobacterial (blue-green algal) toxins in water. In Apeldoorn, M.E., G. J. I., 2007. Toxins of cyanobacteria. Egmond, H. P., Speijers, G. J. A. & Bakker,Molecular Nutrition and Food Research 51: 7-60.EASTHOPE, M. P., & HOWARD, A. (1999). Implementation and sensitivity analysis of amodel of cyanobacterial movement and growth. Hydrobiologia. 414: 53 – 58EL SAADI, O., ESTERMAN, A. J., CARMERON, S., RODER, D. M. (1995). Murray riverwater, raised cyanobacterial cell counts, and gastrointestinal and dermatological symptoms.Medical Journal of Australia. Sydney. V.162, p. 122 – 125.ERHARD, M., DÖHREN, H. & JUNGBLUT, P. (2001). Rapid typing and elucidation of newsecondary metabolites of intact cyanobacteria using MALDI-TOF mass spectrometry. InChorus, I. (Ed), 2001. Cyanotoxins: occurrence, causes, consequences. Springer-Verlag.Berlin. Heidelberg. New York. pp. 344-353.ERIKSSON J. E., MERILUOTO, J. A. O. & LINDHOLM, T. (1989). Accumulation of apeptide toxin from the cyanobacterium Oscillatoria agardhii in the freshwater musselAnadonta cygnea. Hydrobiologia 183: 211-216.

77ESTEVES, F. A. (1998). Fundamentos de Limnologia. Rio de Janeiro, Interciência/FINEP.575pp.FALCONER, I. R., RUNNEGAR, M. T. C., BUCKLEY, T., HUYN, V. L. & BRADSHAW,P. (1989). Using activated carbon to remove toxicity from drinking water containingcyanobacterial blooms. Journal of the American Water Association, v. 81, p. 102-105FALCONER, I. R., CHOICE, A. & HOSJA, W. (1992). Toxicity of edible mussels (Mytilusedulis) growing naturally in an estuary during a water bloom of the blue-green alga Nodulariaspumigena. Environmental Toxicology and Water Quality, 7: 119-123FALCONER, I. R. (1994). Health implications of Cyanobacterial (blue-green algae) toxins.In: Toxic cyanobacteria current of research and management. Eds. Steffensen, D. A. &Nicholson, B.C. Procedings for an International Workshops. Adelaide, Australia.FALCONER, I. R., BURCH, M. D., STEFFENSEN, D. A., CHOICE, H. & COVERDADE,O. R. (1994). Toxicity of the blue-green alga (Cyanobacterium) Microcystis aeruginosa indrinking water to growing pigs, as an animal model for human injury and risk assessment.Environ. Toxicol. And water quality, 9 (2): 131-139FALCONER, I. R. (1996). Potential impact on human health of toxic cyanobacteria.Phycologia, 35 (6): 6-11FALCONER, I. R. (1999). An review of problems caused by toxic blue-green algae(cyanobacteria) in drinking and recreational water. Environmental Toxicology. V. 14, p. 5-12FALCONER, I. R., HARDY, S. J., HUMPAGE, A. R., FROSCIO, S. H., TOZER, G. J.(1999). Hepatic and renal toxicity of the blue-green alga (Cyanobacterium)Cylindrospermopsis raciborskii in male Swiss albino mice. Environ. Toxicol. 14: 143-150FALCONER, I. R., BARTRAM, J., CHORUS, I., KUIPER-GOODMAN, T., UTKILEN, H.,BURCH, M., CODD, G. A. (1999). "Safe levels and safe practices", in Toxic Cyanobacteriain Water. A Guide to Their Public Health Consequences, Monitoring and Management,editado por Ingrid Chorus e Jamie Bartram, London and New York, E & FN SPON, pp 155-178.FALCONER, I.R. (2001). Toxic cyanobacterial bloom problems in Australian waters: risksand impacts on human health. Phycologia 40 (3): 228-233.FALCONER, I. R. & HUMPAGE, A. R. (2001). Preliminary evidence for in vivo tumourinitiation by oral administration of extracts of the blue green alga Cylindrospermopsisraciborskii containing the toxin Cylindrospermopsin. Environmental Toxicology 16: 192-195.FAY, P. (1983). The blue-greens (Cyanophyta-cyanobacteria). 5 ed. Edward Arnold,(Publisheds), 88. (Studies in BiologyFAWELL, J. K., JAMES, C. P. & JAMES, H. A. et al. (1994). Toxins from blue-green algae:toxicological assessment of microcystin-LR an a method for its determination in water. WaterResearch Centre, Medmenham, UK, 1-16

78FIFUEREDO, C. C. (2007). Dominância da cianobactéria Cilindrospermopsis raciborskii(Woloszynska) Seenaya sp Subba Raju na lagoa central de Lagoa Santa (MG). Tese dedoutorado. Belo Horizonte, Universidade Federal de Minas Gerais. 102p.FRANCIS, G. (1878). Poisnous Australian Lake. Nature (London) 18: 11 – 22FREEZE, R. A. et al. (1979). Groundwater, 604pp. Prentice Hall, Englewood Cliffs, N. I.FREIRE, S. M.; BOLLMANN, H. A. (2003). Avaliação das cargas de macronutrientes emreservatórios de abastecimento público. In: Simpósio Brasileiro de Engenharia Ambiental, 2.,Itajaí. Disponível em: http://www.sanaper.com.br/gecip/congressos_seminários. Acesso em:14 dez. 2006.FUJIMOTO, N., & SUDO, R. (1997). Nutrient-limited growth of Microcystis aeruginosa andPhomzidium tenue and competition under various N:P supply ratios and temperatures.Limnol.. Oceanog. 42(2): 250 – 256FUNASA (2003). Cianobactérias tóxicas na água para consumo humano na saúde pública eprocesso de remoção em águas para consumo humano. Brasilia: Ministerio da Saúde.Fundação Nacional de Saúde, p.56GARCIA-GONZALEZ, M., M. N. SIVAK, M. G. GUERRERO, J. PREISS et C. LARA.(1992). Depression of carbon flow to the glycogen pool induced by nitrogen assimilation inintact cells of Anacystis nidulans. Physiologia Plantarum 86: 360-364.GARCIA-MEZA, J. V., BARRANGUE, C. & ADMIRAAL, W. (2005). Biofilm formationby algae as a mechanism for surving mine tailings. Environ. Toxicol. Chem. 24(3): 573 – 581.GARCIA-TORRESDEY, J. L., ARENAS, J. L., FRANCISCO, N. M. C., TIEMANN, K. J. &WEBB, R. (1998). Ability of immobilized cyanobacteria to remove metal ions from solutionand demonstration of the presence of metallothioneins genes in various strains. J. HazardousSubstance Res. 1: 1-18GOLDMAN, C. R. (1960). Molybdenum as a factor limiting primary productivity in Castlelake, California. Science 132: 1016-1017GOLDMAN & HORNE (1983). Limnology: international student edition. New York: McGraw-Hill. 464p.GOLUBIC, S. & SEONG-JOO, L. (1999). Early cyanobacterial fossil record: preservation,palaeoenvironments and identification. European Journal of Phycology. 34: 339-348 (93/96)GORHAM & CARMICHAEL (1980). Toxic substances from freshwater algae. Progr WaterTechnol. 12: 189-198GRAHM, I. E. & WILCOX, I. W. (2000). Algae. Upper Saddle River. NJ: Prentice Hall.GRAHM, J. J., JONES, J. R., JONES, S. B., DOWNING, J. A., AND CLVENGER, T. E.(2004). Environmental factors influencing microcystin distribution and concentration in theMedwestern United States, Water Res. 38: 4395 – 4404

79GROSSMAN, A. R.; SCHAEFER, M. R.; CHIANG, G. G.; COLLIER, J. L. (1994). Theresponses of Cyanobacteria to environmental conditions: light and nutrients. In: Bryant, D. A..The molecular biology of cyanobacteria. Kluwer Academic Publishers. P. 641-668GROSSMAN, A. R.; BHAYA, K. E.; APT & KEHOE, D. M. (1995). Lght-harvestincomplexes in oxygenic photosynthesis: Diversity, control, and evolution. Annual review ofGenetics 29: 231-288GUGGER, M., LENOIR, S., BERGER, C., LEDRENK, A., DRUART, J. C., HUMBERT, J.F., GUETTE, C., BERNARD, C. (2005). First report in a river in France of the benthiccyanobacterium Phormidium favosum producing anatoxin-a associated with dogneurotoxicosis. Toxicon, v. 45, p. 919-928GUPTA, S. (1998). Cyanobacterial toxins: microcystin-LR. In Guidelines for drinking-waterquality. Health criteria and other supporting information. Addendum to Volume 2. Secondedition. World health Organization. Geneva. pp. 95-107.HA, K., CHO, E., KIM, H., & JOO, G. (1999). Microcystis bloom formation the lowerNakdong River, South Korea: importance of hydrodynamics and nutrient loading. MarFreshwater. Res. 50: 89-94HAIDER, S., NAITHANI, V., VISWANATHAN, P. N. & KAKKAR, P. (2003).Cyanobacterial toxins: a growing environmental concern. Chemosphere 52: 1-21HALLEGRAEFF, G. M. (1992). Toxic dinoflagellates necessitate restrictions on Tasmanianshellfish stock movements. Tasmania Aquaculture Society Newsletter, p. 4HALLEGRAEFF, G.M. et al. (eds.) (1995). Manual on Harmful Marine Microalgae. IOCManuals and Guides No. 33 UNESCO, pp 551.HARADA K. -I., SUZUKI, M., DAHLEM, A. M., BEASLEY, V. R., CARMICHAEL, W.W., RINEHART, K. L. JR. (1988). Improved method for purification of toxic peptidesproduced by cyanobacteria. Toxicon 26: 433-439.HARPER, D. (1992). Eutrophication of freshwaters: Principles and restoration. Londres:Chapman & Hall, 327 p.HARRIS, G. P. & BAXTER, G. (1996). Interannual variability in phytoplankton biomass andspecies composition in a subtropical reservoir. Freshwater Biol. 35: 545-560HAWKINS, P. R., RUNNEGAR, M. T. C., JACKSON, A. R. B. & FALCONER, I. R.(1985). Severe hepatotoxicity caused by the tropical cyanobacterium (Blue-green alga)Cylindrospermopsis raciborskii (Woloszynska)Seenaya and Subba Raju isolated from adomestic water supply reservoirHAWKINS, P. R., CHANDRASENA, N. R., JONES, G. J., HUMPAGE, A. R. &FALCONER, I. R. (1997). Isolation and toxicity of Cylindrospermopsis raciborskii from anornamental lake. Toxicon 35: 341-346.HENG, L. Y., JUSOH, K., LING, C. H. M., & IDRIS, M. (2004). Toxicity of single andcombinations of lead and cadmium to the cyanobacteria Anabaena flos-aquae, Bull. Environ.Contam. Toxicol. 72: 373-379

80HENSEN, V. (1887). Uber die bestimmung des planktons odes in mere treibenden material napflanzen und. ber komm wiss unters mere, 5: 1-109. In: Esteves, F. A. (1988). Fundamentosde Limnologia. Ed. Interciência. 575.HEWSON, J., O’NEIL, M. O. & DENNISON, W. C. (2001). Virus-like particles associatedwith Lyngbya majuscule (Cyanophyta, Oscillatoriaceae) bloom decline in Moreton, Australia.Aquat. Microbiol. Ecol. 25: 207 – 213HIMBERG, K., KEIJOLA, A. M., HIISVIRTA, L., PYYSALO, H., SIVONEN, K. (1989).The effect of water treatment processes on the removal of hepatotoxins from Microcystis andOscillatoria cyanobacterial a laboratory study. Water Research, v. 23, p. 979-984HOEGER, S. J., SHAW, G., HITZFELD, B. C., & DIETRICH, D. R. (2004). Occurrence andelimination of cyanobacterial toxins in two Australia drinking water treatment plants,Toxicon. 43: 639-649.HUMBLE, A. V., GADD, G. M., & CODD, G. A. (1997). Binding of copper and zinc tothree cyanobacterial microcystins quantified by differential pulse polarography. Water Res.31: 1679 – 1686HUSZAR, V. L. M. (2000). Fitoplâncton. – In: BOZELLI, R., ESTEVES, F. A. & ROLAND,F. (eds): Lago Batata. Impacto e recuperação de um ecossistema amazônico: 89 - 104.Mineração Rio Norte S.A. / Sociedade Brasileira de Limnologia, Rio de Janeiro.HUTCHINSON, G. E. (1957). A treatise on Limnology. Vol. 1. Geography, physico andchemistry. John Wiley and Sons, Inc., New York, 1115p.HYENSTRAND, P., P. BLOMQVIST & PETTERSON (1998). "Factors determiningcyanobacterial success in aquatic systems - a literature review", Archiv für HydrobiologieSpecial Issues in Advanced Limnology, vol. 51, p. 41-62.HYENSTRAND, P. (1999). Factors influencing the sucess of pelagic cyanobacteria. 50p. Ph-D Thesis – Upsala University, Upsala.IMBERGER, J. et J. C. PATTERSON. (1990). Physical Limnology, p. 303-475. In T. Wu[ed.], Advances in applied mechanics. Academic Press.ISHIKAWA, K., M. KUMAGAI, W. F. VINCENT, S. TSUJIMURA et H. NAKAHARA.(2002). Transport and accumulation of bloom-forming cyanobacteria in a large, midlatitudelake: The gyre-Microcystis hypothesis. Limnology 3: 87-96.ISBIZUKA, M. M. A. (1998). Biotecnologia no tratamento de dejetos de suínos.Biotecnologia Ciência & Desenvolvimento, p. 16-17.ISTVÁNOVICS, V., SHAFIK, H. M., PRÉSING, M. & JUHOS, S. (2000) “Growth andphosphate uptake kinetics of the cyanobacterium, Cylindrospermopsis raciborskii(Cyanophyceae) in through flow cultures”, Fresh. Biol. v.43, pp. 257-275.JAMES, K. J., FUREY, A., SHERLOCK, I. R., STACK, M. A., TWOHIG, M.,CAUDWELL, F. B. & SKULBERG, O. M. (1998). Sensitive determination of anatoxin-a,homoanatoxin-a and their degradation products by liquid chromatography with fluorimetricdetection. Journal of Chromatography 798: 147-157.

81JANN-PARA, G., SCHWOB, I., & FEILLADE, M. (2004). Occurrence of toxic Planktothrixrubescens blooms in lake Nantua, France. Toxicon. 43: 279 – 285.JARDIM, F. A., MOREIRA, A. A., BRAGA, J. M. S. & AZEVEDO, S. M. F. O. (1999).Avaliação preliminar da ocorrência e toxicidade de cianobactérias em amostras de seston –Anais do 20 Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental, Rio de Janeiro, p.1117-1125JARDIM, F. A. (1999). Implantação e realização de análises de cianotoxinas com avaliaçãodo potencial tóxico em estações de tratamento da COPASA, MG, BELO Horizonte.Dissertação de Mestrado. Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental – Escola deEngenharia – Universidade Federal de Minas Gerais.JARDIM, F.A., SCHEMBRI, M. C. A., AZEVEDO, S. M. F. O., VIANA, T. H., MOREIRA,A. A. (2001a). Monitoring toxic Cyanobacteria in Minas Gerais – Brasil. A viable Project.Fifth International Conference on Toxic Cyanobacteria. Brisbane.JARDIM, F.A., FONSECA, Y. M. F., VIANA, L. N. L., AZEVEDO, S. M. F. O. &CISCOTTO, P. H. C. (2001b). Primeira ocorrência de cianobactérias tóxicas em umreservatório da COPASA - Minas Gerais, Brasil. Revista Bios – Cadernos do Departamentode Ciências Biológicas – PUC-Minas. V. 9, n. 9, p. 83-91JOCHIMSEN, E.M.; CARMICHAEL, W. W.; NA, J.; CARDO, D. M.; COOKSON, S. T.;HOLMES, C. M. D.; ANTUNES, M. B. D.; DE MELO, D. A.; LYRA, T. M.; BARRETO, V.S. T.; AZEVEDO, S. F. O.; JARVIS, W. R. (1998). "Liver failure and death after exposure tomicrocystins at a haemodialysis center in Brazil", N. Engl. J. Med., vol. 338, p. 873-878.JONES G.J. & POPLAWSKI W. (1998). Understanding and management of cyanobacterialblooms in subtropical reservoirs of Queensland, Australia. Water Sci. Technol., 37 : 161-168.KALFF, J. 2002. Limnology. Prentice-Hall. 592pp.KAMOGAE, M. & HIRROKA, E. Y. (2000). Microcistinas: risco de contaminação em águaseutróficas, Londrina-Paraná, Brasil. Acta Scientiarum. 22 (5): 1189-1200KANOSHINA, I., LIPS, U., & LEPPANEN, J. M. (2003). The influence of weatherconditions (temperature and wind) on cyanobacterial bloom development in gulf of Finland(Baltic Sea). Harmful Algae. 2: 29 – 41.KEEVIL, C. W.(1991). Toxicology and detection of cyanobacterial (blue-green algae) toxins.In Codd, G.A. & Roberts, C. (Eds.). Public health aspects of cyanobacteria (blue-green algae).PHLS Microbiology Digest 8: 91-95.KELETI, G. & SYKORA, J. L. (1982). Production and properties of cyanobacterialendotoxins. Appl. Environ. Microbiol., 43: 104-109KOMARÉK, J. (2002). Problems in cyanobacterial taxonomy: implications for common toxinproducing species. In: Workshop Freshwater Harmful Algal Blooms: health risk and controlmanagement 2000, Roma. Procedings. Roma: Instituto Superiore di Sanità. RapportiISTISAN. 0219. p. 6-43

82KOMÁREK, J. & ANAGNOSTIDIS, K. (2005). Cyanoprokaryota-2. Teil/2 nd part:Oscillatoriales. In: Budel, B., Krienitz, L., Gartner, G., Schagerl, M. (eds). Susswasserfloravon Mitteleuropa 19/2, Elservier, Spektrum, Heidelberg, 759p.KRESTSCHMER, X. C., MEITZNER, G., GAREDEA-TORRESDEY, J. L., & EWBB, R.(2004). Determination of the Cu environment in cyanobacterium Anabaena flos-aquae by X-ray absorption spectroscopy. Appl. Environ. Microbiol. 70(2): 771 – 780.KRIVTSOV, V., BELLINGER, E. & SIGEE, D. (2000). Incorporation of the intracellularuptake correlation pattern into simulation models of phytoplankton uptake and populationdynamics. J. Appl. Phycol. 12: 453 – 459KUIPER-GOODMAN, T. et al. (1994). Microcystins in drinking water. In STEFFENSEN, D.A.; NICHOLSON, B. C. (ed). Toxic cyanobacteria – a global perspective. Salisbury Centrefor analytic research. P. 17-25KUIPER-GOODMAN, T., FALCONER, I. & FITZGERALD, J. (1999). Human healthaspects. In Chorus, I. & Bartram, J. (Eds). Toxic cyanobacteria in water. A guide to theirpublic health consequences, monitoring and management. E & FN Spon. London. New York.pp. 134-178.KRUK C., MAZZEO N., LACEROT G. & REYNOLDS C.S. (2002). Classification schemesfor phytoplankton: a local validation of a functional approach to the analysis of speciestemporal replacement. J. Plankton Res., 24, 901-912.LAGOS, N., ONODERA, H., ZAGATTO, P. A., ANDRINOLO, D., AZEVEDO, S. M. F. Q.& OSHIMA, Y. (1999). The first evidence of paralytic shellfish toxins in the freshwatercyanobacterium Cylindrospermopsis raciborskii, isolated from Brazil. Toxicon 37:1359–1373.LAHTI, K., RAPALA, J., FARDIG, M., NIEMELA, M., SIVONEN, K. (1997). “Persistenceof cyanobacterial hepatotoxin, microcystin-LR in particulate material and dissolved in lakewater”. Water Research, 31, 5, pp. 1005-1012LALLI, C. M. & PARSONS, T. R. (1994). Biological ocean graphy: an introduction.Pergamon, 301p.LAMPERT, W. (1976). Feeding and nutrition in Daphnia. Mem. Ist. Ital. Idrobiol., 45: 143-192LATHROP, C. (1988). Evaluation of whole-lake nitrogen fertilization for controlling bluegreenalgal blooms in a hypertrophic lake. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 45:2061-2075LAZARRO X. (1987). A review of planktivorous fishes: their evolution, feeding behaviors,selectivity, and impacts. Hydrobiologia, 146: 97–167.LEE, R. E. (1999). Phycology (2nd edition). Cambridge University Press. Cambridge, UKLEVIN, D. A. 1979. The nature of plant species science 204:381-384.LEWIS W.M.J. (1995). Tropical lakes: how latitude makes a difference. In Timotius K.H. &Goltenboth F., Tropical Limnology (eds), vol 1. Datya Wacana Christian University, Salatiga,Indonesia : 29-44.

83LI, R., CARMICHAEL, W. W., BRITTAIN, S., EAGLESHAM, G. K., SHAW, G. R., LIU,Y., WATANABE, M. M. (2001). First report of the cyanotoxins cilindrospermopsin fromRaphidiopsis curvata (Cyanobacteria). Journal of Phycology, V. 37, p. 1121-1126LI, P. F., MAO, Z. Y., RAO, X. J., WANG, X. M., MIN, M. Z., QIU, L. W. & LIU, Z. L.(2004). Biosorption of uranium by lake-harvested biomass from a cyanobacterium bloom.Bioresour. Technol. 94: 193-195.LINDHOLM, T., ERIKSSON J. E. & MERILUOTO, J. A. O. (1989). Toxic cyanobacteriaand water quality problems – examples from a eutrophic lake Åland, South West Finland.Water research 23: 481-486.LORENZI, A. S. (2004). Abordagens moleculares para detectar cianobactérias e seusgenótipos produtores de microcistinas presentes nas represas Billings e Guarapiranga, SãoPaulo, SP, Brasil (Dissertação Mestrado), Centro de Energia Nuclear na Agricultura.Piracicaba, 92p..MACKINTOSH, C., BEATTIE, K. A., KLUMPP, S., COHEN, P. & CODD, G. A. (1990).Cyanobacterial microcystin-LR is a potent and specific inhibitor of protein phosphatases 1and 2A from both mammals and higher plants. FEBS Letters 264: 187-192.MACKINTOSH, C. & MACKINTOSH, R. W. (1994). The inhibition of protein phosphatasesby toxins: implications for health and an extremely sensitive and rapid bioassay for toxindetection. In Codd, G. A., Jefferies, T. M., Keevil, C. W., Potter, E. (Eds.), DetectionMethods for Cyanobacterial Toxins. The Royal Society of Chemistry, Cambridge. pp. 90-99.MACKINTOSH, R. W., DALBY, K. N., CAMPBELL, D. G., COHEN, P. T. W., COHEN, P.& MACKINTOSH, C. (1995). The cyanobacterial toxin microcystin binds covalently tocysteine-273 on protein phosphatase 1. FEBS Letters 371: 236-240.MAGALHÃES, V. F., SOARES, R. M., AZEVEDO, S. M. F. O (2001). Microcystinconcentration in fish from the Jarepaguá Lagoon (rio de Janeiro, Brazil): ecologicalimplication and human health risk. Toxicon. 39: 1077-1085MAHMOOD, N. A. & CARMAICHAEL, W. W. (1986). Paralytic shellfish poisons producedby the freshwater cyanobacterium Aphanizomenon flos-aquae NH-5. Toxicon. 24: 175-186MAIER, H. R., KINGSTON, G. B., CLARK, T., FRAZER, A., & SANDERSON, A.(2004).Risk-based approach for assessing the effectiveness of flow management in controllingcyanobacterial blooms in rivers. River Res. Appl. 20: 459-471.MARGALEF, R. (1981). Limnologia. Ed. Omega.MARGALEF, R. (1983). Limnologia. Barcelona: Ediciones Omega S. A., 1010p.MARINHO, M. M. & HUSZAR, V. L. M. (2002). Nutrient availability and physicalconditions as controlling factors of phytoplankton composition and biomass in a tropicalreservoir (Southeastern Brazil). Arch. Hydrobiol., v. 153 (3), pp. 443-468MASTERS, G. M. (1991). Introduction to environmental engineering and Science. NewJersey. Prentice Hall, 460p.

84MATSUZAKI, M., MUCCI, J. L. N. & ROCHA, A. A. (2004). Phytoplankton community ina recreational fishing lake, Brazil. Revista de Saúde Pública. V. 38, n. 5, p. 679-686MAYNARD, L. A.; LOOSCI, J. K.; HINTZ, H. F. et al. (1979). Animal nutrition. 7 ed.Washington: McGraw-Hill Book Company, 602p.MCQUEEN D.J., POST J.R. & MILLS E.L. (1986). Trophic relationships in freshwaterpelagic ecosystems. Can. J. Fish. Aquat. Sci, 43 : 1571-1581.MERILUOTO, J., LAWTON, L. & HARADA K. -I. (2000). Isolation and detection ofmicrocystins and nodularins, cyanobacterial peptide hepatotoxins. Methods in MolecularBiology 145: 65-87.MIAO, A. J., WANG, W. X., & JUNEAU, P. (2005). Comparison of Cd, Cu, and Zn toxiceffects on four marine phytoplankton by pulse-amplitude – modulated fluometry. Environ.Toxicol. Chem.24: 2603-2611MINILLO, A. (2000). Concentração de toxinas e efeito das variáveis climáticas e ambientaissobre a ocorrência das florações de Microcystis aeruginosa (Cyanoprokariota)-Kútz, EmedElenkin – no estudo da Lagoa dos Patos, RS. Rio Grande. Dissertação (Mestrado emOceanografia Física, Química e Geológica). Fundação Universidade Federal do Rio Grande.94p.MIURA, G. A., ROBINSON, N. A., LAWRENCE, W. B. & PACE, J. G. (1991).Hepatotoxicity of microcystin-LR in fed and fasted rafs. Toxicon 29: 337-346MOLICA, R. J. R. (2003). Contribuição ao conhecimento da ecologia, toxicologia e filogeniade Cylindrospermopsis raciborskii (Cianobactéria). Tese (Doutorado em Ciências),Universidade Federal do Rio de Janeiro-UFRJMOLICA, R. J. R., OLIVEIRA, E. J. A., CARVALHO, P. V. V.VC., COSTA, A. N. S. F.,CUNHA, M., MELO, G. I, AND AZEVEDO, S. M. F. O. (2005). Occurrence of sasitoxinsand anatoxin-a (s)-like anticholinesterase in a Brazilliam drinking water supply. HarmfulAlgae 4, 743 – 753MOORE, D., O’DONOHAL, M., SHAW, G. & CRITCHLEY, C. (2003). Potential triggersfor akinete differentiation in an Australian strain of the Cyanobacterium Cylindrospermopsis(AWT 205/1), Hydrobioloia. 506 – 509, 99175-180MOSS B. (1980). Ecology of Freshwaters. Blackwell Scientific Publications, Oxford. NPMULROONEY, S. B., & HAUSINGER, R. P. (2003). Nickel uptake and utilization bymicroorganisms. FEMS Microbiol. Rev. 27: 239-261MUR, L. R., SKULBERG, O. M., UTKILEN, H. (1999). "Cyanobacteria in theenvironment", in Toxic Cyanobacteria in Water. A Guide to Their Public HealthConsequences, Monitoring and Management, editado por Ingrid Chorus e Jamie Bartram,London, E & FN SPON, pp 15-34.NAMIKOSHI, M., MURAKAMI, T., WATANABE, M. F., ODA, T., YAMADA, J.,TSUJIMURA, S., NAGAI, H., OISHI, S. (2003). Simultaneous production of homoanatoxin-

85a, anatoxin-a, and new non-toxic 4-hydroxyhomoanatoxin. A by a CyanobacteriumRapyiodiopsis mediterranea Skuja. Toxicon, v. 42, p. 533-538NASCIMENTO, S. M., MOLICA, R. J. R., BOUVY, M., FERREIRA, A., SILVA, L. H. S.,HUSZAR, V & AZEVEDO, S. M. F. O. (2000). Toxic cyanobacterial blooms in the Tapacuráreservoir, Northeast Brazil. 9 th Int. Conf. on Harmful Algal bloom, Tasmania, Feb. p.185NASCIMENTO, S. M., AZEVEDO, S. M. F. O. (1999). Changes in cellular components in acyanobacterium (Synechocystis aquatilis f. salina) subjected to different N/P ratios anecophysiological study. Environ. Toxicol. 14: 37-44NASELLI-FLORES, L. (1999). Limnological aspects of Sicilian reservoirs: a comparative,ecosystemic approach. In: TUNDISI, J. & M. STRASKRABA (eds) – Theoretical reservoirecology and its application. International Institute of Ecology, Backhuys Publishers, p. 283-312.NAUMANN, E. (1919). Nagra synpunkter angaende limnoplanktons okologi med sarskildhansyn till phytoplankton. Svensk Botanik Tidskrift (English transl. by the FreshwaterBiological association, no. 49) 13: 129-163NICHOLLS, K. H. (1995). Chrysophyte blooms in the plankton and neuston of marine andfreshwater systems, p. 181-213. In C. D. Sandgren, J. P. Smol et J. Kristiansen [eds.],Chrysophyte Algae: Ecology, Phylogeny and Development. Cambridge University Press.NISHIWAKI-MATSUSHIMA, R., OHTA, T., NISHIWAKI, S., SUGANUMA, M.,KOHYAMA, K., ISHIKAWA, CARMICHAEL, W. W. & FUJIKI, H. (1992). Liver tumorpromotion by the cyanobacterial cyclic peptide toxin microcystin-LR. Journal of CancerResearch and Clinical Oncology 118: 420-424.NOBRE, M. M. Z. A. (1997). Detecção de toxinas (microcistinas) produzidas porcianobactérias (algas azuis) em represas para abastecimento público, pelo método deimunoadsorção ligado à enzima (ELISA) e identificação química. 154p. Tese (Doutorado) -Faculdade de Ciências Farmacêuticas, Universidade de São Paulo, São Paulo.OBEREMM, A. (2001). Effects of cyanotoxins on early life stages of fish and amphibians. InChorus, I. (Ed), 2001. Cyanotoxins: occurrence, causes, consequences. Springer-Verlag.Berlin. Heidelberg. New York. pp. 241-248.ODUM, E. P. (1985). Ecologia. Rio de Janeiro: Guanabara. 434p.OHTANI, I., MOORE, R. E., RUNNEGAR, M. T. C. (1992). Cilindrospermopsina: a potenthepatotoxin from the blue-green alga Cylindrospermopsis raciborskii. J. Am. Chem. Soc.114: 7941-7942OLIVEIRA, A. C. P., MAGALHÃES, V. F., SOARES, R. M. & AZEVEDO, S. M. F. O.(2005) Influence of drinking water composition on quantitation and biological activity ofdissolved Microcystin (Cyanotoxin). Environ. Toxicol. 20: 126 – 130.OLIVER, R. L. & GANF, G. G., (2000), Freshwater blooms. In: WHITTON, B. A. &POTTS, M. (eds), The Ecology of Cyanobacteria. Kluwer Academic Publishers, Dordrecht:149–194.

86ORGANIZAÇÃO MUNDIAL DA SAÚDE (1996). Guidelines for drinking water quality.Vol. 2 (“Health criteria and other supporting from information”), Genebra (Suiça).ORR, P. T., JONES, G. J., HUNTER, R. A. & BERGER, K. (2001). Ingestion of toxicMicrocystis aeruginosa by dairy cattle and the implications for microcystin contamination ofmilk. Toxicon 39 (12): 1847-1854PADISÁK, J. (1997). Cylindrospermopsis raciborskii (Woloszynska) Seenayya et SubbaRaju, an expanding, highly adaptative cyanobacterium. Worldwide distribution and review ofits ecology, Arch Hydrobiol., v. 107 (4), pp. 563-593PAERL, H. W., TUCKER, J. & BRAND, P. T. (1983). Carotenoid enhancement and its rolein maintaining blue-green (Microcystis aeruginosa) surface blooms. Oceanogr. 28: 847-857PAERL, H. W. (1988). Nuisance phytoplankton blooms in coastal, estuarine, and inlandwaters. Limnology and Oceanography 33: 823-847PAERL, H. W. (1996). A comparison of cyanobacterial bloom dynamics in freshwater,estuarine and marine environments. Phycologia. Vol. 35: 25-35PAERL, H. W. (1997). Coastal eutrophication and harmful algal blooms: importance ofatmospheric deposition and groundwater as “new” nitrogen and other nutrient sources.Limnol. Oceanogr. 42: 1154-1165PAERL, H. W., FULTON, R. S., MOISANDER, P. H. & DYBLE, J. (2001). Harmfulfreshwater algal blooms, with an emphasis on Cyanobacteria. The Scientific World Journal 1:76-113PALOHEIMO J.E. & ZIMMERMAN A.P. (1983). Factors influencing phosphorusphytoplanktonrelationships. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 40 : 1804-1812.PATERSON, G. AND WILSON, K. K. (1995). The influence of the diel climatic cycle onthe depth-time distribution of phytoplankton and photosynthesis in a shallow equatorial lake(Lake Baringo. Kenya). Hydrobiol., 304, 1-8PETERSON, H. G., BOUTIN, C., FREEMARK, K. E. & MARTIN, P. A. (1997). Toxicity ofhexazinone and diquat to green algae, diatoms, cyanobacteria and duckweed. Aquat. Toxicol.39: 111-134PHOENIX, V. R., MARTINEZ, R. E., KONHAUSER, K. O., & FERRIS, F. G. (2002).Characterization and implications of the cell surface reactivity of Calothrix sp. Strain KC97.App. Environ. Microbiol. 68: 4827-4834PIETSCH, J., BORMMANN, K. & SCHMIDT, W. (2002). Relevance of intra-andextracellular cyanotoxins for drinking water treatment. Acta Hydrochim. Hydrobiol. 30 (1): 7– 15.PILOTTO, L. S., DOUGLAS, R. M., BURCH, M. D., CAMERON, S., BEERS, M., ROUCH,G. J., ROBINSON, P., KIRK, M., COWIE, C. T., HARDIMAN, S., MOORE, C. &ATTEWELL, R. G. (1997). Health effects of exposure to cyanobacteria (blue-green algae)during recreational water-related activities Australian and New Zealand Journal of PublicHealth, 21 (6): 562-566

87PINTO-COELHO, R. (2004). O aporte de fósforo e a presença de cianobactérias noreservatório de São Simão. Relatório Final 6, 225p.PITOIS, S., JACKSON, M. & WOOD, B. (2000). Problems associated with the presence thecyanobacteria in recreation and drinking waters. Int. J. Environ. Health Res. 10: 203-218PITOIS, S., JACKSON, M. & WOOD, B. (2001). Sources of the eutrophication problemsassociated with toxic algae: An overview. Journal of Environmental Health 64: 25-32PIZZOLÓN, L. (1996). Importancia de las cianobactérias como factor de toxicidad en lasagues continentals. Interciencia 21 (6): 239-245POURRIOT R. & MEYBECK M. (1995). Limnologie générale, Masson, Paris. 956 p.PORFIRIO, Z.; RIBEIRO, P. M.; ESTEVAN, C. S.; RICARDO, L. S.; SANTANA, A. E. G.(1999). Hepatosplenomegaly caused by extract of Cyanobacterium Microcystis aeruginosabloom collected in the Manguaba Lagoon, Alagoas – Brazil. Revista de Microbiologia,30:278-285POURIA, S. A de ANDRADE, J., BARBOSA, R., CAVALCANTI, V., BARRETO, C.WARD, W., PRESIER, G., POON, G., NEILD & CODD, G. (1998). Fatal microcystinintoxication in haemodialysis unit in Caruaru, Brazil. Lancet 352: 203-218POURIA, S.et autres (1998). Fatal microcystin intoxication in haemodialysis unit in Caruaru,Brazil. Lancet 352: 21-26.PRASAD, B.B., PANDEY, U. C. (2000). Separation and preconcentration of copper andcadmium ions from multielemental solutions using Nostoc muscorum-based biosorbents.World J. Microbiol. Biotechnol. 16: 819-827QUINTANA, J. C., IDRISSI, L., PALLESCHI, G., ABERTANO, P., AMINE, A., ELRHAZI, M. MOSCONDE, D. (2004). Investigation of amperometric detection of phosphateapplication in Seawater in cyanobacteria phosphate. Biofilm simples. Talanta. V. 63, p. 567-574RÅBERGH, C. M. I., BYLUN, G., ERIKSSON, J. E. (1991). Histopathological effect ofmicrocystin-LR, a cyclic polypeptide from the cyanobacterium Microcystis aeruginosa oncommon carp (Cyprinus carpio L.). Aquatic Toxicology 20: 131-146.RAINHO, J. M. (1999). Planeta água. Revista Educação. V. 26, n. 221, p. 48-64RAPALA, J. et al. (1997). "Variation of microcystins, cyanobacterial hepatotoxins, inAnabaena spp. as a function of growth stimuli", Applied and Environmental Microbiology,vol. 63, p. 2206-2212.REDEFIELD, A. C. (1934). “On the proportions of organic derivatives in sea water and theirrelation to the composition of plankton”, James Johnstone Memorial Volume, p. 176-192,LiverpoolREPRESAS (2001). In: Enciclopédia Barsa. São Paulo: Barsa Consultoria Editorial Ltda, v.12, 506p.

88REYNOLDS, C.S. & WALSBY, A.E. (1975). ‘’Water-blooms’’. Biological Review, vol. 50,p. 437- 481.REYNOLDS, C. S., WISEMAN, S. W., GODLEY, B. M. AND BUTTERWICK, C. (1983).Some effects of artificial mixing on the dynamics of phytoplankton populations in largelimnética enclosures. J. Plankton Res., 5: 203 – 234REYNOLDS C. S. (1984). The Ecology of Freshwater Phytoplankton. Cambridge UniversityPress. 384 p.REYNOLDS, C. S. (1987) Cyanobacterial water-blooms. Adv. Bot. Res., 13, 67–143.REYNOLDS, C. S. (1988). Functional morphology and adaptative strategies of freshwaterphytoplankton. In: SANDGRE, C. D. ed. Growth and reproductive strategies of freshwaterphytoplankton. Cambridge Uni. Press. P. 388-433REYNOLDS, C. S. (1992). Dynamics, selection and composition of phytoplankton in relationto vertical structure in lakes. Archiv für Hydrobiologie, Ergebnisse der Limnologie 35: 13-31.REYNOLD, C. S. (1997). On the vertical distribution of phytoplankton in the middle RioDoce Vale lakes. In: Limnological studies on the Rio Doce Valley Lakes, Brazil. (Eds. J. G.Tundisi & Saijo, Y.) 227-242REYNOLDS, C. S. (1998). What factors influence the species composition of phytoplanktonin lakes of different trophic status? Hydrobiol. 11 (26): 369 - 370.REYNOLDS, C. S. (2006). The ecology of phytoplankton. Cambridge University Press.Cambridge, United Kingdom. 535pp.RICHARDSON, K., J. BEARDALL et J. A. RAVEN. (1983). Adaptation of unicellular algaeto irradiance: An analysis of strategies. New Physiologist 93: 157-191.RINEHART, K. L., NAMIKOSHI, M. & CHOI, B. W. (1994). Structure and biosynthesis oftoxins from blue-green algae (Cyanobacteria). J. App. Phycol. 6: 159-176ROBARTS R.D. & SOUTHALL G.C. (1977). Nutrient limitation of phytoplankton growth inseven tropical man-made lakes, with special reference to Lake McIlwaine, Rhodesia. Arch.Hydrobiol., 79 : 1-35.ROBARTS, R. D. & T. ZOHARY. (1987). Temperature effects on photosynthetic capacity,respiration, and growth rates of bloom-forming cyanobacteria. New Zealand Journal ofMarine and Freshwater Research 21: 391-399.ROBSON, B. J., & HAMILTON, D. P. (2004). Three-dimensional modelling of a Microcystisbloom event in the Swan River estuary, Western Australia. Ecol. Model. 174: 203-222.RUNNEGAR M. T. C., KONG, S. M., ZHONG, Y. Z. & LU, S. C. (1995a). Inhibition ofreduced glutathione synthesis by cyanobacterial alkaloid Cylindrospermopsin in culturedhepatocytes. Biochemical Pharmacology 49: 219-225.

89RUNNEGAR, M., BERNDT, N., KONG, S.-M., LEE, E.Y.C. & ZHANG, L.(1995b). In vivoand in vitro binding of microcystin to protein phosphatases 1 and 2A. Biochemical andBiophysical Research Communications 216: 162-169.SAITO, M. A., MOFFET, J. W., CHISHOLM, S. W., AND WATERBURY, J. B. (2002).Cobalt limitation and uptake in prochlorococcus, Limnol. Oceanog. 47 (6): 1629- 1636SAITO, M. A., SIGMAN, D. M. & MOREL, F. M.M. (2003). The bioinorganic requirementsand biogeochemical cycles at the Archean-Proterozoic boundary? Inorg. Chim. Acta. 356:308-318SAKER, M. L., METCALF, J. S., CODD, G. A. & VASCONCELOS, V. M. (2004).Accumulation and depuration of the cyanobacterial toxin cylindrospermopsin in thefreshwater mussel Anodonta cygnea. Toxicon 43: 185-194.SANT’ANNA, C.L. & AZEVEDO, M.T.P. (2000). Contribution to the knowledge ofpotentially toxic Cyanobacteria from Brazil. Nova Hedwigia. 71:(3-4): 359-385.SANTOS, A. R. dos (2001). Caracterização morfológica, hidrológica e ambiental da BaciaHidrográfica do Rio Turvo Sujo, Microrregião de Viçosa, MG. Tese de doutorado.Universidade Federal de Viçosa, p. 118SANTOS, M. C., RODRIGUES, A. M. F. & SANTANA, F. (2003). Toxicidade decianobactérias nas lagoas de Furnas e Sete-Cidades (Ilha de São Miguel – Açores). 1. O casoda Lagoa das Furnas. Relatório, DCEA/FCT/UNL, Lisboa, 25pp.SERTÃO, H. et al. (1991). Eutrofização do manancial do Guarapiranga: gosto, odor econtrole. In: Encontro Técnico da AESABESP, II, SP. 39-44SHOPF, J. W. (1993). Microfossils of the Early Archean Apex chert: New evidence of theantiquity of life. Science 260: 640-646.SCHINDLER D.W., ARMSTRONG F.A.J., HOLMM3REN S.K., & BRUNSKILL G.J.,(1971). Eutrophication of Lake 227, Experimental Lakes Area, northwestern Ontario, byaddition of phosphate and nitrate. J. Fish. Res. Board Can., 28 : 1763.1782.SCHINDLER, D. W. et al. (1973). Eutrophication of lake 227. Experimental lakes area,northestern Ontario by addition of phosphate and nitrate, part. 2: the second, third, and fourthyears of enrichment, 1870, 1971, and 1972. J. Fish Res. Board Can. 30: 1415-1440.SCHINDLER D. W. (1974). Eutrophication and recovery in experimental lakes: implicationsfor lake management. Science, 184 : 897–899.SHOPF, J. W. (1993). Microfossils of the Early Archean Apex chert: New evidence of theantiquity of life. Science 260: 640-646.SENAYYA, G. & SUBBA RAJU, N. (1972). On ecology and systematic position of the algaknow as Anabaenopsis raciborskii (Woloz). Elenkin and a critical evaluation of the formsdescribed under the genus Anabaenopsis, In: DESIKACHARY, T. V. (Ed), Taxonomy andbiology of blue-green algae, p. 52-57, Madras

90SEVRIN-REYSSAC J., BLIER R., DUMES A. & Ouelette Y. (1996). Epuration du lisier deporcs par des cultures intensives de micro-algues. Bull. Ecol. 35 : 41-68.SHAFK, H. M., VOROS, L., PRÉSING, M., KOVÁCS, A. & KÓBOR, I. (1997). Growth ofCylindrospermopsis raciborskuii in batch and continuo culture: hydrobiologiai kozlomy, v.77, pp,pp.17-18SILVA, D. (2005). Dinâmica de populações de Microcystis (Cianobactéria) em Pesqueiro naRegião Metropolitana de São Paulo, SP, Brasil. Dissertação de Mestrado. Instituto deBotânica da Secretaria do Meio Ambiente. São Paulo. P. 158SIMONSEN, R. (1979). The diatom system: ideas on phylogeny. Bacillaria 2, p. 9-71SIVONEN, K., HIMBERG, K., LUUKKAINEN, R., NIEMELA, S. I., POON, G. K. &CODD, G. A. (1989). Preliminary characterization of neurotoxic cyanobacteria blooms andstrains from Finland. Toxic. Assess., 4: 339-352SIVONEN, K. (1996). Cyanobacterial toxins and toxin production. Phycologia, 35(6Supplement), 12-24.SIVONEN, K. e JONES, G. (1999). "Cyanobacterial toxins", in Toxic Cyanobacteria inWater. A Guide to Their Public Health Consequences, Monitoring and Management, editadopor Ingrid Chorus e Jamie Bartram, London, E & FN SPON, pp 41-91.SKULBERG, O. M., CODD, G. A. & CARMICHAEL, W. W. (1984). Toxic blue-green algalblooms in Europe: A growing problem. Ambio 13: 244-247SMITH, G. M. (1955). Botânica Criptogâmica: Algas e fungos. Fundação CalousteGulbenkian. Lisboa, 527 pp.SMITH V. H. (1983). Low nitrogen to phosphorus ratios favor dominance by blue-greenalgae in lake phytoplankton. Science, 221 : 669-671.SMITH, V. H., TILMAN, G. D., NCKOLA, J. C. (1999). Eutrophication impacts of excessnutrient inputs on freshwater, marine, and terrestrial ecosystems. Environmental pollution. V.100, p. 179-196SMITH, V. (2003). Eutrophication of freshwater and coastal marine ecosystems – A globalproblem. Environmental Science and Pollution Research 10: 126-139SOMMER, U. (1985). Comparison between steady state and non steady state competition:experiments with natural phytoplankton. Limnology and Oceanography 30: 335-346.STRASKRABA, M.; TUNDISI, J. G.; DUNCAN, A. (1993b). State of the art of limnologyand water quality management. In: Straskraba, M.; Tundisi, J. G.; Duncan, A. (Eds):comparative reservoir limnology and water quality management. São Carlos: ILEC. V. 9, P.213-288STUMM, W. & MORGAN, J. J. (1981). Aquatic chemistry: an introduction emphasizingchemical equilibria in natural waters, Wiley – Interscience, Toronto.

91TEIXEIRA, M. G. L. C.; COSTA, M. C. N.; CARVALHO, V. L. P.; PEREIRA, M. S.;HAGE, E. (1993). Epidemia de gastroenterite na área da barragem de Itaparica, Bahia. Boll.Sait. Panam. 114 (6): 502-511TENCALLA, F.G., DIETRICH, D.R. & SCHLATTER, C. (1994). Toxicity of Microcystisaeruginosa peptide toxin to yearling rainbow trout (Oncorhynchus mykiss). AquaticToxicology 30: 215-224.TERAO, K., OHMORI, S., IGARASHI, K., OHTANI, I., WATANABE, M., HARADA, K.I., HO, E. & WATANABE, M. (1994). Electron microscopic studies on experimentalpoisoning in mice induced by cilindrospermopsin isolated from blue-green alga Umezakianatans. Toxicon. 32: 833-843TISDALE, E. S. (1931). "Epidemic of intestinal disorders in Charleston, W. Va., occurringsimultaneously with unprecedented water supply conditions." Am. J. Pub. Health 21: 198-200.TORGAN, L.C. & GARCIA, M. (1989). Novas ocorrências (Cyanophyta e Chlorophyta) paraa ficoflora planctônica do Rio Grande do Sul. Hoehnea 16:57-64.TÓTTH, L. G. & PÁDISAK, J. (1986). Meteorological factors affecting the bloom ofAnabaenopsis raciborskii Wolosz. (Cyanophyta: Hormogonales) in the shallow Lake Balaton,Hungary. J. Plankton Res. 8:353–63.TOWNSEND, S. A., LUONG-VAN, J. T., BOLAND, K. T. (1996). Retention time as aprimary determination of colours and light attention in two tropical Australian reservoirs.Freshwater Biology. Oxford. V. 30, n. 1, p.57-69, Aug.TUCCI, A. & SANT’ANNA (2003). Cylindrospermopsis (Woloszynka), Seenayya & SubbaRaju (Cyanobacteria): variação semanal e relações com fatores ambientais em um reservatórioeutrófico. São Paulo, SP, Brasil, Revista Brasil. Bot., v. 26 (1), pp. 97-112.TUNDISI, J. G. (1977). Produção primária, “Stading-stock”, fracionamento do fitoplâncton efatores ecológicos em ecossistema lacustre artificial (Represa do Broa, São Carlos). 409p.Tese (Livre Docência) Ribeirão Preto.TUNDISI, J.G. (1988). Impactos ecológicos da construção de represas: aspectos específicos eproblemas de manejo. In: TUNDISI, J. G. Limnologia e manejo de represas. São Paulo:EESC-USP, CRHEA, ACIESP. V. I, Tomo 1. p.1-75TUNDISI & MATSUMURA-TUNDISI (1992). Eutrophication of lakes and reservoirs: acomparative analysis, case studies, perspectives. In CORDEIRO-MARINO, M. ET AL. (Ed.).Algae and environment. A general approach. São Paulo: Sociedade Brasileira de Ficologia.P.1-33TUNDISI, J. G.; STRASKRABA, M. (1999). Theoretical basis for reservoir management. In:Tundisi, J. G.; Straskraba, M. (Eds). Theoretical reservoir ecology and its applications.Brazilian Academy of Sciences, International Institute of Ecology, Backhuys Publishers,p.505-528TUNDISI, J. G. (2003). Água no século XXI: enfrentando a escassez. 2.ed. São Carlos:RIMA, 247p

92TUNDISI, J. G. & MATSAMURA-TUNDISI, T. (2008). Limnologia, 631p.TURNER P. C., GAMMIE, A. J., HOLLINRAKE, K., CODD, G. A. (1990). Pneumoniaassociated with contact with cyanobacteria. Brit. Med. J. 300: 1440 – 1441UNESCO (2003). Water for people, water for life, United Nations World Water DevelopmentReport. Part. 11: a book a the world’s freshwater resources.VAN BREEMEN, A. M. AND KOK, G. J. G. (1979). Thermal stratification and deep manmadelakes: an evaluation of a predictive model.VASCONCELOS, V. M. (1993). Isolation of microcystin-LR from a Microcystis(Cyanobacteria) water bloom collected in the drinking water reservoir for Porto, Portugal. J.Environmental Science and health. 28(9).VASCONCELOS, V.M. (1994) Toxic cyanobacteria (blue-green algae) in Portuguese freshwaters. Arch Hydrobiol., 130, 439-451.VASCONCELOS, V. M. (1995a). Uptake and depuration of the heptapeptide toxinmicrocystin-LR in Mytilus galloprovincialis. Aquatic toxicology 32: 227-237.VASCONCELOS, V. M. (1999). Cyanobacterial toxins in Portugal: effects on aquaticanimals and risk for human health. Brazilliam J. Med. Biol. Res. 32(3): 249-254VASCONCELOS, V. M. AND PEREIRA, E. (2001) “Cyanobacteria diversity and toxicity ina wastewater treatment plant (Portugal)” Wat. Res. 35(5) pp 1354-1357VIEIRA, J. M. S., AZEVEDO, M. S. P., AZEVEDO, S. M. F. O., HONDA, R. Y., CORRÊA,B. (2003). Microcystin production by Radiocystis fernandoi (Chroococcales, Cyanobacteria)isolated from a drinking water reservoir in the city of Belém, PA, Brazilian Amazon region.Toxicon, v. 42, p. 709 – 713VISSER, P. M., PASSARGE, J., AND MUR, L. R. (1997). Modelling vertical migration ofthe cyanobacterium. Microcystis. Hydrobiologia. 349: 99 – 109SPERLING, E. V. (1996). Mechanisms of eutrophication in tropical lakes. Environmentalpollution, Londres, v.3, p 434 – 439WALLACE, B. B. & HAMILTON, D. P. (1999). The effect of variations in irradiance onbuoyancy regulation in Microcystis aeruginosa. Limnol. Oceanogr. 44, 273-281WALSBY, A. E. (1994). Gas vesicles. Microbiol. Rev., 58: 94-144WANG, W. X., DEI, R. C. & HONG, H. (2005). Seasonal study on the Cd, Se, and Zn uptakeby natural coastal phytoplankton assemblages. Enviro. Toxicol. Chem. 24(1): 9 - 161.WARSHAWSKY, D., CODY, T., RADIKE, M., REILMAN, R., SCHUMANN, B.,LADOW, R., & SCHNEIDER, J. (1995). Biotransformation of benzo(a) pyrene and otherpolycyclic aromatic hydrocarbons and heterocyclic analogs by several green algae and otheralgal species under gold and white light. Chemico-Biological Interactions 97: 131-148.

93WATANABE, M. M., ZHANG, X. & KAYA, K. (1996). Fate of toxic cyclic heptapeptides,microcystins, in toxic cyanobacteria upon grazing by the mixotrophic flagellatepoterioochromonas malhamensis (Ochromonadales, Chrysophyceae). Phycologia, 35(6Supplement): 203-206WEBSTER, I. T., SHERMAN, B. S., BORMANS, M. & JONES, G. (2000). Managementstrategies for cyanobacterial blooms in an impounded lowland river. Regul. Rivers: Res.Magmt. 16: 513-525.WELCH E.B. (1980). Ecological effects of waste water. Cambridge, Cambridge UniversityPress, 337 p.WERNER, V. R. (2002). Cyanophyceae/Cyanobacteria no sistema de lagoas e lagunas daplanície costeira do estado do Rio Grande, Brasil. Rio Claro, SP, 363f. Tese (Doutorado emCiências Biológicas – Biologia Vegetal) – Instituto de Biociências da Universidade Paulista-SPWESTWOOD, K. J. & GANF, G.G. (2004). Effect of mixing patterns and light dose ongrowth of Anabaena circinalis in a turbid, lowland river. River Res. Appl. 20: 115-126.WETZEL, R. G. (1981). Limnologia. Barcelona; Omega S. A.WETZEL, R. G. & LIKENS, G. E. (2000). Limnological analysis 3 rd edition New YorkSpringer-Verlag. 429p.WIEGAND, C. & PFLUGMACHER, S. (2005). Ecotoxicological effects of selectedcyanobacterial secondary metabolites a short review. Toxicol. Appll. Pharmacol. 203: 201-218.WHITTON , B. A. & POTTS, M. (2000). The ecology of cyanobacteria, (Eds),. KluwerAcademic Publishers. Netherlands. pp. 1-11.WHO (1998). Cyanobacterial toxins: microcystin-LR. In: Guidelines for drinking waterquality. 2nd Edition, Addendum to Vol. 2. Health criteria and other supporting information.World Health Organization, Geneva, Switzerland, pp. 95–110.WHO (2003). Algae and cyanobacteria in fresh water. In: Guidelines for safe recreationalwater environments. Vol. 1: Coastal and fresh waters. World Health Organization, Geneva,Switzerland, pp. 136–158.WHITTON, B. A. & POTTS, M. (2000). Introduction to the cyanobacteria. P. 1-11. In:Whitton, B. A., Potts, M. (ed.). The ecology of cyanobacteria. Kluwer Academic Publishers. –I-25, Dordrecht.WILLIAMS, R. J. P. & FRAÚSTO DA SILVA, J. J. R. (2003). Evolution was chemicallyconstrained. J. Theor. Biol. 220: 323-343.WILMOTTE, A. (1994). Molecular evolution and taxonomy of the cyanobacteria. In: BryantD. A. (ed). The Molecular of cyanobacteria, pp. 1-23 Kluwer Academic Publishers. ,Dordrecht, The Netherlands

94XIE, L.Q.; XIE, P.; TANG, H.J. (2003). “Enhancement of dissolved phosphorus release fromsediment to lake water by Microcystis blooms-an enclosure experiment in a hypereutrophic,subtropical Chinese lake” Environmental Pollution, v. 122, pp.391-399.YEE, N., BENNING, G. L., PHOENIX, V. R. & FERRIS, F. G. (2004). Characterization ofmetal-cyanobacteria sorption reactions: a combined macroscopic and infrared spectroscopicinvestigation. Environ. Sci. Technol. 38: 775-782.YOO, S., CARMICHAEL, W.W., HOEHN, R.C. & HRUDEY, S.E. (1995). Cyanobacterial(Blue-green Algal) Toxins: A Resource Guide. American Water Works Association ResearchFoundation, Denver, Colorado.YOSHIZAWA, S., MATSUSHIMA, R., WATANABE, M. F., HARADA, K., ICHIHARA,A., CARMICHAEL, W. W., FUJIKI, H. (1990). Inhibition of protein phosphatases bymicrocystins and nodularin associated with hepatotoxicity. Journal of Cancer Research andClinical Oncology 116: 609-614.YU, S. Z. (1995). Primary prevention of hepatocellular carcinoma.Gastroenterology and Hepatology 10: 674-682.Journal ofYUNES, J. S., SALOMON, P. S., MATHIENSEN, A., BEATTE, K. A., RAGGETT, S. L. &CODD, G. A. (1996). Toxic blooms of cyanobacteria in the Patos Lagoon Estuary. SouthernBrazil. J. Aq. Ecos. Health., 5: 223-229YUNES, J. S. (2001). Abastecimento e toxicidade de florações de cianobactérias: homem:vítima ou culpado? Apostila do curso de capacitação. IPEN/CNEN-SP, SABESP; USP.YUNES, J. S. (2003). Florações de algas (Cianobactérias) nocivas: homem vítima ouculpado? Disponível em http://www.cianobacterias.furg.br, acesso em 15 de março de 2005.ZHOU, P. J., LIN, J., SHEN, H., LI, T., SONG, L. R., SHEN, Y. W. & LIU, Y. D. (2004).Kinetic studies on the combined effects of lanthanum and cerium on the growth ofMicrocystis aerugigosa and their accumulation by M. aeruginosa. Bull. Environ. Contam.Toxicol. 72: 711-716.

95Capítulo 1Fatores Ambientais Associados à Dinâmica de Populações deCianobactérias e Eutrofização no Reservatório de São SimãoResumoAs florações das cianobactérias são comuns em lagos e reservatórios devido a umacombinação de fatores, entre os quais as concentrações de nitrogênio e fósforo no ambiente.Os principais objetivos do presente trabalho foram monitorar a ocorrência de florações decianobactérias que ocorrem no reservatório de São Simão, relacionar o desenvolvimento dascianobactérias com às concentrações de nutrientes e outros fatores físico-químicos econtribuir para a geração de um banco de dados sobre cianobactérias no estado de MinasGerais. As coletas foram realizadas no período de março de 2005 a outubro de 2006 noreservatório de São Simão, localizado no sudeste brasileiro (19º01’05’’S e 50º29’57’’W),MG/GO, sendo demarcadas 8 estações. Os principais parâmetros físico-químicos da águaquantificados in situ foram temperatura, oxigênio dissolvido, condutividade e pH, e emlaboratório nutrientes dissolvidos como amônio, nitrito, nitrato, fósforo solúvel, e o fósforototal, juntamente com as amostras bióticas (clorofila-a e análise quali-quantitativa defitoplâncton). Os valores mais altos de clorofila-a obtidos em todas as estações de coletaficaram entre 14,31 µg.L -1 e 12,83 µg.L -1 , sendo o menor valor de 0,18µg.L -1 . Houvedominância de cianobactérias em todas as estações de coleta durante o período de estudo,excetuando as últimas quatro coletas numa das estações (CO10). No reservatório de SãoSimão evidenciou-se uma tendência de evolução de oligotrofia para mesotrofia, quando seaplicou o índice de estado trófico de Toledo. O estudo não apontou nenhum fator específicocomo responsável pelo aparecimento de cianobactérias, sendo este fenômeno causado peloaumento da eutrofia no ambiente.Palavras-chave: reservatório, eutrofização, fitoplâncton, cianobactérias, fatores ambientais.

96AbstractCyanobacteria blooms are common in lakes and reservoirs due to a combination of factors,including nitrogen and phosphorus environmental concentration. The main objective of thiswork was to understand the environmentals factors capable of controlling the development ofvarious phytoplanktonic species, and particularly the development of cyanobacteria andlinking its development with respect to the concentrations of nutrients and other physical andchemical factors. Sampling was performed from March 2005 to October 2006 in the SãoSimão Reservoir, located in Southeastern Brazil (19º01'05''S and 50º29'57''W), MG/GO, on 8sampling stations. The main physical and chemical parameters, such as temperature, dissolvedoxygen, conductivity, were measured in situ and nutrients, such as ammonium, nitrite, nitrate,phosphorus soluble and total phosphorus, in the laboratory, together with biotic parameters(chlorophyll–a and quantitative and qualitative analyses of phytoplankton). The highest valuesof chlorophyll-a were between 14.31µg.L -1 and 12.83 µg.L -1 , and the lowest was 0.18 µg.L -1 .Dominance of cyanobacteria was found in all sampling stations during the study period,except the last four samplings in the C10 station. São Simão reservoir showed trends ofchanging conditions from oligotrophic to mesotrophic when applying the index of trophicstate of Toledo. This study did not reveal any specific factor as responsible for the bloomappearance in this reservoir, even if it was clear the connection between this phenomenon andincreasing eutrophication in the environment.Keywords: Reservoir, eutrophication, phytoplankton, cyanobacteria, environmental factors.

971.1 IntroduçãoAs cianobactérias, também chamadas de cianofíceas ou algas verde-azuis constituemum grupo diverso de organismos que possuem características tanto de bactérias (procariontes,por não apresentarem núcleo e estruturas definidas), como de algas eucariontes (por seremfotossintetizantes e produtores primários). Este grupo forma uma parte importante dabiomassa do fitoplâncton em corpos d’água eutróficos, principalmente durante o verão quente(Reynolds, 1984). O sucesso das cianobactérias depende em grande parte, de fatoresclimáticos e ambientais e, portanto, o entendimento da relação entre cianobactérias e fatoresambientais fornece uma base para controlar sua abundância e para melhorar a qualidade daágua (Robarts, R. D. & Zhoary, T., 1992).Vários fatores, tais como condições de luz baixa, coluna d'água estável e depleção denitrogênio foram sugeridas para explicar o sucesso de cianobactérias em corpos d’água doceda região temperada (Hyenstrand et al, 1998; Oliver, R. L. & Ganf, G. G., 2000). Elas são umgrupo diversificado de organismos, contendo espécies que podem ser fixadoras de nitrogênio,outras flutuantes e apresentando diferentes formas (coloniais, esféricas, ovais ou tubulares, etambém em filamentos) (Carr, N. & Whitton, B. A., 1982; Whitton, B. A. & Potts, M., 2000),elas respondem de maneira diferente às mudanças nas condições ambientais.Segundo Sant’Anna & Azevedo (2000), a espécie Microcystis aeruginosa apresentaa distribuição ampla no Brasil e a Anabaena é o gênero com maior número de espéciespotencialmente tóxicas: Anabaena spiroides, Anabaena circinalis, Anabaena solitaria,Anabaena flos-aquae, Anabaena planctônica. Segundo as mesmas autoras, florações tóxicasde cianobactérias dos gêneros Anabaena, Aphanizomenon, Cylindrospermopsis e Microcystissão as mais comuns nas águas continentais brasileiras.A análise das alterações qualitativas e/ou quantitativas da estrutura da comunidadefitoplanctônica pode fornecer respostas biológicas que ajudam na avaliação de modificaçõesno meio ambiente (Sant’Anna et al., 1997; Branco & Cavalcante, 1999; Matsuzaki et al.,2004). Na estrutura da comunidade fitoplanctônica, as cianobactérias têm despertado grandeinteresse pela sua propriedade cosmopolita (Zohary & Breen, 1989; Komárek, 2003), grandenúmero de espécies tóxicas (Hallegraeff, 1993, Dow & Swoboda, 2000) e principalmente pelocrescimento maciço de populações deste grupo em ambientes eutrofizados (Shapiro, 1973;Komárek et al., 2002), o que representa um dos problemas de qualidade de água em todo omundo (Reynolds & Walsby, 1975).

98Ambientes com estratificação térmica da coluna d’água estão mais propensos aocrescimento intenso de Microcystis, já que a regulação dos aerótopos é ineficaz em ambientesturbulentos (Oliver & Ganf, 2000).1.2 HipóteseA composição da comunidade fitoplanctônica do reservatório de São Simão ocorrenaturalmente em pequeno número, mas sob diversos fatores ambientais, tais como o aumentocontínuo de nitrogênio e fósforo, pH e temperatura levam a formação de floração compredominância de populações de cianobactérias, inclusive cianobactérias potencialmentetóxicas.1.3 ObjetivosOs principais objetivos do presente trabalho foram:- Avaliar a ocorrência de populações de cianobactérias no reservatório de São Simão,amostrando-se as variáveis do tipo climatológico, físico, químico e biológico.- Fornecer um suporte para monitoramento da ocorrência de florações decianobactérias no reservatório de São Simão.- Associar à ocorrência desses organismos com fatores ambientais que propiciam seucrescimento em estações de coleta sob influência da ação antrópica, para além de isolar eidentificar, taxonomicamente, gêneros/espécies fitoplanctônicos de cianobactérias.- Contribuir para a criação de um banco de dados sobre cianobactérias para o Estadode Minas Gerais.- Fazer uma lista de táxons de linhagens potencialmente tóxicas.2 Material e MétodosA estratégia do estudo se assenta em dois tipos de abordagem para satisfazer osobjetivos almejados: fatores ambientais que associam a dinâmica populacional decianobactérias no campo (reservatório de São Simão) e no laboratório-UFMG.

992.1 Área de Estudo2.1.1 Localização e características morfométricasAs cidades limítrofes de Goiás (São Simão) e de Minas Gerais (Santa Vitória)localizam-se na margem direita do reservatório de São Simão, lago formado no trecho defronteira entre as duas cidades pelo barramento do Rio Paranaíba, sendo o último reservatóriode uma série de quatro (Emborcação, Itumbiara, Cachoeira Dourada), projetados comprincipais funções de produzir energia hidrelétrica e navegação. O reservatório de São Simão,construído na década de 70, possui características hidrológicas e morfométricas sumarizadasna Tabela 1. A bacia hidrográfica do rio Paraná é formada pelas sub-bacias do rio Paranaíba ea do rio Grande, sendo que a bacia do rio Paranaíba extende-se por mais 70,000 km 2 . Este rioé considerado como sendo de grande porte e um dos maiores sistemas lênticos em área,volume e profundidade da Companhia Energética de Minas Gerais (CEMIG) dentre osreservatórios do Brasil, englobando a maior parte do Estado de Goiás.A bacia hidrográfica do Rio Paranaíba corresponde a cerca de 12% do Estado deMinas Gerais. Os diferentes tributários de médio e grande porte, e responsáveis peladrenagem de uma das áreas de maior potencial agrícola e agro-pastoril do Brasil são: do ladogoiano (Rio Alegre, Rio Preto, Rio São Francisco, Rio dos Bois e Rio Meia Ponte) e do ladomineiro (Rio Tijuco e Rio Prata) (Pinto-Coelho, 2004). O reservatório, a bacia do RioParanaíba e estações de coleta são apresentados na Figura 1.As cidades da área de influência do reservatório de São Simão estão em crescimentodemográfico, conseqüentemente, aumenta o número de fontes pontuais e difusas delançamentos de nutrientes para o reservatório. Pinto-Coelho (2004) através de um estudo deaporte de fósforo e a presença de cianobactérias no reservatório de São Simão, concluiu queas entradas em grande escala de nutrientes no reservatório, trazidos pelas fontes difusas, sãouma das principais causas da eutrofização no reservatório, caracterizado como oligomesotrófico(Tabela 1) e, que vem sofrendo grande impacto a partir do final da última década(Rolla, 2000 apud Pinto-Coelho, 2004).

100Figura 1. Mapa do reservatório de São Simão, com a indicação das estações de coleta dofitoplâncton e de amostras de campo. Adaptado de Pinto-Coelho (2004).

101Tabela 1. Principais Características Hidrológicas e Morfométricas sobre oReservatório de São Simão (MG/GO).CaracterísticasValoresAno de conclusão 1978Coordenadas geográficas19º01’05”S e 50º29’57”WÁrea da represa (km²) 722,25Área de drenagem (km²) 171.000Profundidade média (m) 7,7Comprimento total (m) 3.600Profundidade máxima (m) 127Volume máximo da represa (10 9 m 3 ) 5.540Cota altimétrica (m) 404Vazão máxima da represa (m³.s -1 ) 24.000Usos da represaEnergia, pesca, irrigaçãoe lazer.Classificação do estado tróficoFonte: CEMIG e Pinto-Coelho (2004).Oligotrófico a mesotrófico2.1.2 Caracterização das variáveis climatológicasOs dados de precipitação (mm), temperatura do ar (ºC), direção e velocidade diáriasdos ventos, de 2005 e até abril de 2006, foram obtidos através dos dados fornecidos pelaCEMIG de São Simão, a qual mantem uma estação meteorológica próxima ao reservatório. Éimportante ressaltar que estes dados são apresentados com o intuito de demonstrar aexistência de duas estações climáticas bem distintas.2.1.3 Estratégias de amostragemNeste estudo as estações de coleta foram escolhidas a partir das estaçõesestabelecidas por Pinto-Coelho (2004) com ligeira modificação em relação a localização exatada estação, num total de 8 estações de coletas, sendo: cinco estações (CO1, CO2, CO4, CO5 ECO6) representadas no corpo do reservatório e ainda, três estações (CO8, CO9 e CO10), quese localizam em rios. Utilizando GPS da marca “Garmin’s Etrex ® personal navigator” foram

102obtidas as coordenadas das estações e distribuídas com base nas estações previamenteestabelecidas por Pinto-Coelho (2004). O mapa com a localização das estações de coletaconforme a Figura 1, e as coordenadas UTM convertidas para coordenadas geográficas dedomínio público segundo a Tabela 2.Para a conversão de UTM para coordenadas geográficas, foi utilizado o programaGencoord versão 1.7. Foram selecionadas as seguintes opções: para o item entrada de dadosfoi selecionado UTM, para o item “datum”, foi selecionado “from WGS84” e, para o itemconversão, selecionou-se tela interativa. Na segunda etapa, já na segunda janela do programa,denominada entrada de dados, selecionou-se o “datum” América do Sul 1969 Brasil. Nocampo “coordenadas UTM” foram digitadas as coordenadas UTM a converter, selecionandose,em seguida, o hemisfério correspondente à localização geográfica. Para a seleção da zonareferente a localização das estações das amostragens, consultou-se o sitehttp:www.dmap.co.uk/utmworld.htm, onde se encontra o mapa global subdividido em zonas,escolhendo desta forma, a zona 22. Para finalizar, basta clicar no botão de aceite e na janelaresultados, são ainda apresentados em UTM, por fim clicar no botão transformação ouconversão dos dados para coordenadas geográficas.Tabela 2. Localização das estações de coletas das amostras usadas neste trabalho.Estações de coleta Coordenadas Coordenadas(Código) UTM GeográficasCO1: Rio dos Patos X = 555.312 Y = 7.902.841 Lat. 19º36’38’’S Long. 50º47’52’’CO2: Barragem X = 552.030 Y = 7.899.718 Lat. 19º28’05’’S Long. 50º50’52’’CO4: Rio Mateira X = 554.900 Y = 7.911.117 Lat. 19º17’40’’S Long. 50º47’83’’CO5: Rio Alegre X = 558.652 Y = 7.917.506 Lat. 19º12’05’’S Long. 50º44’28’’CO6: Rio Preto X = 570.982 Y = 7.931.165 Lat. 18º59’33’’S Long. 50º32’63’’CO8: Rios dos Bois X = 601.829 Y = 7.956.296 Lat. 18º37’01’’S Long. 50º03’50’’CO9: Balsa Ipiaçú X = 606.983 Y = 7.923.970 Lat. 19º06’04’’S Long. 50º38’45’’CO10: Balsa Gouveinha X = 614.200 Y = 7.940.592 Lat. 18º51’06’’S Long. 50º32’10’’

1032.2 Fatores Abióticos2.2.1 ColetaAs campanhas de amostragem de campo compreendendo períodos de seca e chuvaforam realizadas trimestralmente, por um período de 2 anos, entre março de 2005 a outubro de2006, totalizando 16 dias dos seguintes meses: março/2005, junho/2005, setembro/2005,dezembro/2005, fevereiro/2006, maio/2006, agosto/2006 e outubro/2006. As coletasambientais foram realizadas sempre que possível no período entre 8:00 e 17:00 horas, sendoque durante a coleta foram registradas as datas das coletas e as condições do tempo (chuvoso,nublado, vento e sol).As variáveis físicas, químicas e biológicas foram realizadas a bordo de um barco emoito estações no reservatório de São Simão (Figura 1), em diferentes profundidades na colunad’água, desde a superfície, a profundidade do disco de Secchi e a profundidade equivalente a2,5 vezes a profundidade do disco de Secchi (correspondendo ao limite da zona eufótica)quando foi verificada a estratificação térmica. As amostras para as análises físico-químicasforam coletadas com garrafa coletora de Van Dorn. A amostra da estação CO8 foi coletada apartir da ponte sobre o Rio dos Bois, usando-se um balde de 12 litros preso com uma corda denaylon.2.2.2 Transparência da água (m)A transparência da água está relacionada com o material em suspensão na colunad’água, tanto mineral (substâncias húmicas dissolvidas) quanto orgânico (detritos orgânicos),organismos clorofilados e por inorgânicos particulados. Quanto mais plâncton, menor atransparência.Atualmente é bastante comum o uso de modernos instrumentos para a avaliação daextinção vertical e características espectrais da luz em reservatórios, porém, a transparência daágua medida pelo método do disco de Secchi, continua sendo amplamente utilizada devido àsua praticidade, simplicidade de utilizar, facilidade de transportar e baixo custo (Wetzel,1975).As medidas de transparência da água foram efetuadas com a profundidade dedesaparecimento visual de um disco de Secchi (25 cm de diâmetro e pintado branco e pretoalternativamente) na coluna d’água e suspenso por uma corda marcada previamente de 0,50 a0,50m. As leituras foram feitas, sempre que possível, pela mesma pessoa.

104O cálculo da profundidade do limite da zona eufótica (m) foi estimado com base nosvalores da profundidade de desaparecimento do disco de Secchi multiplicado de acordo com oproposto por Margalef (1983), através do qual os valores da profundidade de desaparecimentodo disco de Secchi são multiplicados pelo fator 2,71, modificado neste estudo para 2,5.Existem outros fatores utilizados para o cálculo do limite da zona eufótica, tal como três (3)recomendado para ambientes tropicais (Esteves, 1998).2.2.3 pH, condutividade, oxigênio dissolvido e temperatura da águaForam utilizados multisensores das marcas Horiba, modelo U-10 e YSI 556 MPSpara mensuração de varáveis físico-químicas. Registraram-se o pH, a condutividade elétrica(µS.cm -1 ), a concentração de oxigênio dissolvido (µg.L -1 ) e a temperatura (ºC) através demedias in situ nas oito estações de coleta, sendo que as leituras foram realizadas a cada 0,50m (de 0m até 5m) ou a cada metro de profundidade (a partir de 5m de profundidade).2.2.4 NutrientesAs coletas para as análises da concentração de nutrientes presentes na água (sériesnitrogenadas, fósforo total e fósforo solúvel) foram realizadas com auxílio de uma garrafacoletora de Van Dorn, na profundidade de leitura do disco de Secchi e, nos períodos deestratificação térmica, uma outra amostra era coletada no hipolimnio. As amostras d’águaforam filtradas no hotel em filtros de fibra de vidro de 47 mm de diâmetro Schleicher &Schüll foram utilizadas para determinar as concentrações de nitrato, amônia, nitrito e dofósforo solúvel. As amostras não filtradas foram utilizadas para determinar a concentração defósforo total. As amostras foram acondicionadas em frascos de polietileno inerte decapacidade de 250 mL e etiquetados, armazenadas em caixa de isopor com gelo e levadas aolaboratório e depois congeladas para posterior análise. Para a análise dos nutrientes foramempregadas as metodologias constantes na Tabela 3.

105Tabela 3. Metodologia e variáveis limnológicas analisadas nas amostras de água doreservatório de São Simão.Variável Metodologia de análise ReferênciaNitrito Espectrofotometria Koroleff (1976); Barnes & Folklard (1951)Nitrato Espectrofotometria Koroleff (1976); Barnes & Folklard (1951)Amônio Espectrofotometria Koroleff (1976); Barnes & Folklard (1951)Fósforo total Espectrofotometria Murphy & Riley (1962)Fósforo solúvel Espectrofotometria Murphy & Riley (1962)Clorofila a Espectrofotometria Lorenzen (1967)* Na determinação de fósforo total foi feita a digestão à quente com persulfato de potássio.2.2.4.1 Razão N:PPara análise da razão N:P, o nitrogênio total foi obtido através da somatória dosvalores das três formas inorgânicas (amônio + nitrato + nitrito) (Wetzel, R. G. (1981) e ofósforo corresponde ao fósforo total. Segundo Bothwell & Lowe (1996) razões maiores que20:1 indicam limitação por fósforo, razões menores que 10:1 indicam limitação por nitrogênioe razões entre 10:1 e 20:1 não sugerem limitações para o crescimento do fitoplâncton pornenhum dos nutrientes).2.2.5 Variáveis biológicas2.2.5.1 Determinação da biomassa fitoplanctônicaA estimativa da biomassa do fitoplâncton foi feita pelo método indireto dequantificação da clorofila-a descrito por Lorenzen (1967). Foi feita em amostras coletadas naprofundidade do disco de Secchi ou do hipolimnio nos períodos de estratificação térmica. Aágua foi então transferida para frascos de polietileno de 5 litros de capacidade, e mantida emisopor com gelo até o local de hospedagem, onde as amostras foram filtradas imediatamente.A filtragem em duplicata foi realizada usando um sistema de filtração a vácuo e filtrosSchleicher & Schüll e bomba à vácuo.Os filtros foram colocados em envelopes de papel toalha e alumínio eacondicionados em frascos escuros contendo sílica – gel e mantidos congelados a -20ºC até omomento da extração.A extração e mensuração do pigmento clorofila-a foi realizada no laboratório sobbaixa iluminação e utilizando como solvente orgânico etanol 90%, aquecido a 80ºC conformeLorenzen (1967).

106A fórmula utilizada para a obtenção das concentrações do pigmento foi a seguinte:Chlµg.L{( A − Aac.) V}− 1⎛ 29,5. 665 665 .= ⎜⎝V.Londe:A 665 = absorbância do extrato a 665nm, antes da acidificação, menos a absorbância a 750nm;A 665ac = absorbância do extrato a 665nm, após a acidificação, menos a absorbância a 750nm;V = volume do solvente utilizado (etanol) em mL (usualmente 10 mL);V = volume da água filtrada em litros;29,5 = coeficiente de absorção específica da clorofila-a;L = comprimento da cubeta em cm (=1).2.2.5.2 Coleta dos organismos fitoplanctônicosAs amostras para análises do fitoplâncton total foram coletadas com auxílio de umagarrafa de Van Dorn, acondicionadas em frascos de polietileno de 250 mL e fixadas comsolução de lugol acético a 1%.2.2.5.3 Coleta de cianobactérias para análise de cianotoxinas no séstonAs florações de cianobactérias presentes nas estações de amostragem foramcoletadas com uso de rede de plâncton (20 µm de abertura de malha), em arrastos horizontaisna superfície da água. O material coletado foi distribuído em frascos de polietileno de 250mL, congelado a -20°C e em seguida no laboratório liofilizado a -40ºC. Os extratos algaisliofilizados foram armazenados em freezer, para posterior análise de cianotoxinas algaisintracelulares segundo as técnicas da reação do ensaio imunoenzimática ligado a uma enzima(ELISA) e cromatografia líquida de alta eficiência (HPLC), hoje amplamente utilizadas para adetecção, quantificação, purificação e isolamento de algumas cianotoxinas (Oshima, 1995,Meriluoto et al., 2000, Dahimann et al., 2001).2.2.5.4 Análise fitoplanctônica qualitativa e quantitativa dos gruposA análise quantitativa do fitoplâncton foi realizada em microscópio invertido Zeissno aumento 400x, após prévia sedimentação usando a técnica de identificação e contagemUtermohl, que emprega o uso de uma câmara de sedimentação e um microscópio invertido(Utermohl, 1958). A contagem dos indivíduos foi realizada com um limite mínimo de 100indivíduos da espécie dominante por câmara. As câmaras de sedimentação foram preparadas24 horas antes da contagem, para permitir a sedimentação das algas.⎞⎟⎠

107Os indivíduos (células, colônias, cenóbios e filamentos) foram enumerados emcampos aleatórios, sendo os valores obtidos, expressos em densidade (ind./mL) e calculadosde acordo com a fórmula descrita por Ros (1979).1 n 1Ind. mL− ⎛ ⎞ ⎛ ⎞ = ⎜ ⎟ . ⎜ ⎟ .⎝ sc ⎠ ⎝ h ⎠( F )onde:n = número de indivíduos efetivamente contados;s = área do campo em mm² no aumento de 40 x;c = número de campos contados;h = altura da câmara de sedimentação em (mm);F = fator de correção para mililitro (10³mm³/1 mL)O número de indivíduos foi transformado em número de células, após a contagem donúmero de células em pelo menos 20 indivíduos de cada espécie.A análise da composição dos organismos fitoplanctônicos presentes nas amostras foifeita por observação sob microscópio invertido binocular Zeiss, equipado com contraste defase, câmara clara e ocular de medição. A identificação dos organismos foi baseada nascaracterísticas morfológicas e morfométricas das células, filamentos ou colônias de algas,sendo essa análise efetuada ao nível de gênero e espécie, sempre que possível, com apoio daliteratura de sistemas de classificação específicos (Round, 1971; Siminsen, 1979; Bourrelly,1981, 1985; Komárek, 1991; Sant’Anna, 1991; Komárkova, 1998; Komárek & komárkova,2002; Sant’Anna & Azevedo, 2000; Sant’Anna et al., 2004). Para evidenciar bainha demucilagem das cianobactérias utilizou-se nanquim. Ao final, os táxons inventariados foramapresentados com uma listagem, segundo critérios de classe, gênero e/ou espécie.2.2.5.5 Biovolume (mm³ L -1 )O biovolume é uma medida da biomassa dos organismos, determinada a partir de suaabundância e dimensões. O volume e a superfície de unidades de contagem foram calculadoscom base na combinação de fórmulas geométricas simples, cujas formas aproximam-se, omais possível, às diferentes formas das espécies fitoplanctônicas de acordo com as fórmulasdescritas por Rott (1981) e Hillebrand et al. (1999). As dimensões (diâmetro de células,diâmetro de colônias e de cenóbios, comprimento e diâmetro de filamentos) em um númerovariável de unidades de contagem são medidas utilizando-se câmera adaptada sobremicroscópio Zeis invertido.

108Com estas medidas se calcula o volume de um corpo geométrico de igual forma queos organismos (esféricas, cilíndricas, piramidais e formas complexas).O biovolume total de uma espécie foi obtido multiplicando-se o biovolume médio decada organismo do fitoplâncton por seu efetivo total. Para a comunidade fitoplanctônica, obiovolume total é a soma de todos os biovolumes específicos.2.2.5.6 Índice de estado trófico (IET)O Índice do Estado Trófico tem por finalidade classificar corpos d'água em diferentesgraus de trofia, ou seja, avalia a qualidade da água quanto ao enriquecimento por nutrientesassociados ao crescimento excessivo das algas, ou o potencial para o crescimento demacrófitas aquáticas (Toledo Jr., A. P. et al., 1983, Toledo, 1990). Segundo Toledo (1990), ouso do IET através do disco de Secchi não é recomendável em regiões tropicais e subtropicaisvisto que a quantidade de material em suspensão inorgânico é, em muitos sistemas, bastantesignificativa, o que não quer dizer necessariamente o sistema é eutrófico.O Índice do Estado Trófico adotado foi o índice clássico proposto por Carlson (1977)modificado por Toledo et al. (1983) e Toledo (1990) que, através de método estatístico,baseado em regressão linear, alterou as expressões originais para adequá-las a ambientes delagos e reservatórios tropicais e subtropicais. Este índice utiliza três avaliações de estadotrófico em função dos valores obtidos para as variáveis: transparência (disco de Secchi),clorofila-a, fósforo solúvel e fósforo total.O estado trófico do reservatório de São Simão foi calculado com base no índicetrófico de estado trófico proposto por Carlson em 1977, modificado e recomendado porToledo et al. (1983) para lagos e reservatórios tropicais. Este índice é calculado a partir deequações matemáticas propostas por Toledo et al. (1983) que utilizaram as variáveistransparência da água, clorofila-a, fósforo total e fósforo solúvel para a caracterização do graude trofia do sistema aquático. Segundo Toledo et al. (1990) não é recomendável usar o discode Secchi para ambientes eutrofizados.Com os resultados destas variáveis, Toledo et al. (1983) propuseram a utilização damédia ponderada dos valores obtidos, que atribui maior peso para o fósforo total e menor pesoao índice referente à transparência, pois detectaram uma deficiência na equação destavariável.

109Desta forma, utiliza-se geralmente a equação do Índice de Estado Trófico Médio.Para a determinação deste índice são utilizadas as seguintes expressões matemáticas:⎛ 2,04 − 0,695ln CHL ⎞IET ( CHL) = 10⎜6−⎟⎝ ln 2 ⎠( PO )⎛ ln 21,67 / 4 ⎞IET ( PO4) = 10⎜6−⎟⎝ ln 2 ⎠( PT )⎛ ln 80,32 /IET ( PT ) = 10⎜6 −⎝ ln 2⎞⎟⎠( ) + 2 ⎡ ( ) + ( 4) + ( )IET S IET PT IET PO IET CHLIET = ⎛ ⎣⎤ ⎦⎞⎜7⎟⎝⎠onde:IET (S) = para o valor da leitura do desaparecimento visual do disco de Secchi (m);IET (CHL) = para a concentração de clorofila-a (µg.L -1 );IET (PO 4 ) = para a concentração fósforo solúvel (µg.L -1 ).IET (PT) = para a concentração de fósforo total (µg.L -1 )IET (médio) = índice de estado trófico médio(não usar o disco de Secchi para estado trófico)Os limites entre os quais um valor varia para aplicação da classificação dosreservatórios de acordo com este índice encontram-se na Tabela 4.Tabela 4. Critérios para a classificação limnológica do estado trófico de reservatórios tropicaisToledo et al. (1983)ESTADO TRÓFICO LIMITESOligotrófico/pobre IET até 44Mesotrófico/intermediário IET de 44 até 54Eutrófico/rico IET acima de 54

1103 Resultados3.1 Variáveis ClimatológicasOs dados obtidos fornecidos pela estação climatológica da CEMIG em São Simão,referenciadas neste estudo, permitiram uma análise do comportamento e distribuição daschuvas, temperaturas do ar e intensidade dos ventos e possibilitaram estimar os possíveisefeitos destas condições no reservatório de São Simão. Os resultados referentes à precipitaçãopluviométrica e temperatura estão apresentados na Figura 2, os da direção e velocidade deventos na Figura 3.O regime de precipitação sobre o Estado de Minas Gerais apresenta um ciclo básicounimodal bem definido, como verão chuvoso e inverno seco, sendo os meses de novembro amarço o período mais chuvoso. Entretanto, pode-se observar que a variação dos índicespluviométricos nas diferentes partes do Estado é bastante considerável, indo de 800 mm até1.600 mm. Os valores máximos são encontrados nas regiões mais elevadas das serras daMantiqueira, do Espinhaço e da Canastra, contrastando com os índices mínimos, encontradosnas regiões dos vales dos rios São Francisco e Jequitinhonha.De acordo com os dados fornecidos pela CEMIG, os valores de precipitaçãopluviométrica apresentaram um padrão normal esperado, as maiores concentrações de chuvasocorreram durante os meses de novembro/05 (256 mm), janeiro/05 (209mm), janeiro/06 (215mm), enquanto que as menores registradas estiveram compreendidos entre os meses deagosto/05 (0 mm), abril/05 (5 mm) e julho/05 (7 mm). O mês que registrou a maiorpluviosidade foi janeiro de 2005, com 256 mm e o menor chuvoso foi agosto de 2005, quandonão houve precipitação (0 mm).Os resultados relativos à temperatura do ar demonstram que os maiores valores(média das máximas) foram registrados nos meses de fevereiro/05 (32,6ºC), outubro/05(32,5ºC), enquanto que os menores valores (médias das mínimas) estiveram compreendidosentre os meses de junho/05 (16,6ºC), julho/05 e agosto/05 (18,4ºC). A maior temperatura doar foi registrada no mês de fevereiro/05, com valor de 32,6ºC.

1114035jan. fev. mar. abr. mai. jun. jul. ago. set. out. nov. dez. jan. fev. mar. abr.Temp. mínima médiaTemp. médiaTemp. máxima médiaPrecipitação270240210Temperatura (ºC)3025201510jan. fev. mar. abr. mai. jun. jul. ago. set. out. nov. dez. jan. fev. mar. abr.20052006Período1801501209060300Precipitação mensal (mm)Figura 2. Médias mensais de temperaturas médias e precipitação pluviométrica daregião do reservatório de São Simão, no período de março, junho, setembro e dezembro/05 afevereiro, maio, agosto e outubro/06.O vento é um dos elementos componentes mais importantes do tempo, também umfator que modifica outros componentes, importantes no transporte de calor e umidade, eresponsável pelas mudanças que se processam no tempo.Observando a Figura 3, dos dados médios mensais, em geral o vento não ultrapassa 2km.h -1 , com predomínio do vento SW com uma pequena tendência para o norte, consideradoquase calmo segundo a escala de Beaufort. Porém, na Figura 4 observa-se ventos esporádicosque ocorreram em intensidades até 8 km.h -1 considerado moderado e com diferentes direções,incluindo SW. Neste trabalho não foi medida a atividade do vento, mas sabe-se que aheterogeneidade espacial por várias características limnológicas pode ser relacionada com avelocidade e direção do vento no momento ou precedente ao dia de amostragem.

112Figura 3. Direção e velocidade média mensal do vento de 3 de março de 2005 a 19 de abril de2006.Figura 4. Direção e velocidade média diária do vento de 3 de março de 2005 a 19 de abril de2006.3.2 Parâmetros Físico-Químicos da Coluna D’águaOs resultados obtidos dos valores das variáveis físicas, químicas e biológicas noreservatório de São Simão estão apresentados a seguir:A temperatura, oxigênio dissolvido, condutividade elétrica pH são apresentadas emperfil com medições a cada meio metro ou um metro desde a superfície até o fundodependendo do cabo de suspensão do aparelho. De acordo com estas figuras, os valoresobtidos durante o estudo, para a variação da temperatura da água, oscilaram entre um valormínimo de 22,3 ºC, obtida na profundidade de 35m da estação CO2 (Figura 10), coleta de 8 a9/08/06, a um valor máximo de 30,3 ºC, registrado até na profundidade de 2m na estação CO2

113da coleta de 7 e 8/02/06 (Figura 8). A maioria das estações de coleta, a temperatura diminuiugradualmente com a profundidade e mostraram perfis pouco variáveis durante o período deestudo.Os valores registrados mantiveram um padrão de isotermia, com poucos casos demicroestratificação térmica observada em algumas estações de coleta, setembro de 2005(Figura 6) e maio de 2006 (Figura 9), sendo comum a formação de gradientes suaves, semuma termoclina acentuada. Em geral, a temperatura da água registrada entre as estaçõesapresentou um padrão temporal, com os maiores valores compreendidos nos meses de chuvas(estação quente: dezembro, fevereiro e março), enquanto que menores estiveram associadosaos meses de seca (período de estação fria: maio, junho, agosto, setembro e outubro). Amenor amplitude de variação da temperatura da água durante a ocasião das coletas foiobservada na estação CO6, em junho de 2005, em toda a coluna d’água (Figura 5).Os perfis verticais de oxigênio dissolvido na coluna d’água, entre as oito estações,não mostraram uma variação temporal definida durante o período de coleta. Foi observado,em algumas coletas, um aumento gradativo nas concentrações superficiais de oxigênio.Ocorreu um padrão de estratificação de oxigênio na coluna d’água, com concentraçõesdecrescentes em relação à profundidade, com os maiores valores na superfície ousubsuperfície, e os menores valores nas camadas mais profundas. Perfis de estratificação dooxigênio na coluna d’água foram mais evidentes na estação CO2 da coleta de 7 a 8/09/05(Figura 6). Perfis mais homogêneos foram mais comuns nas estações de coleta,principalmente nas estações CO2, CO6: 7 a 8/9/05 (Figura 6), CO2 e CO6: 18 a 19/12/05(Figura 7) e CO2 de 8 a 9/8/06 (Figura 10).As concentrações de oxigênio dissolvido na coluna d’água apresentaram variaçõesacentuadas entre seus valores, tendo sido obtidas na superfície concentrações mínimaspróximas de 6 (Figuras 5 e 6), e concentrações máximas próximas a 10 mgO 2 .L -1 (Figura 6).Os perfis de condutividade elétrica da água mostraram um padrão homogêneo emseus valores na coluna d’água, para a maioria das estações de coleta durante o período deestudo. Os valores registrados de condutividade elétrica nas estações de coleta foram maioresnos meses marcados por chuvas (fevereiro a março), enquanto menores valores foramconstatados no período de seca (agosto a outubro), exceção para as coletas realizadas duranteos meses de setembro/05 quando baixos valores foram registrados e maio de 2006, tambémquando altos valores de condutividade foram registrados.Os valores obtidos para o pH, nas oito estações de coleta não demonstraram grandesvariações espaço-temporais entre os seus valores, durante o período de estudo. Foi constatado

114que os valores registrados de pH nas estações coletadas indicaram uma condição levementeneutra na superfície ou subsuperfície da coluna d’água, próximo ou acima de 7, commudanças para condições muito ligeiramente ácidas nas profundidades do ambiente, como foiencontrado um pH ácido na coleta de março/05 na estação CO2.Condições ácidas de pH predominaram na estação CO2 com valor mínimo de 5,4.Condição básica com máximo de 7,64 da estação CO6 predominou nas coletas de outono eprimavera de 2005. Uma tendência de aumento ou constância do pH foi observada em funçãoda profundidade, sendo a principal variação entre 1 a 4 de profundidade em até 1,6 unidades,e com a proximidade do fundo houve em geral um decréscimo dos valores, o que pode serindício da ocorrência de respiração anaeróbica.OD (mgO 2/L)pH0 4 6 8 10 12 00 2 4 6 8 10Prof. (m)5101520Prof. (m)510152025C-02;2 e 3/03/053022 24 26 28 30 32Temperatura (ºC)25C-02;2 e 3/03/053025 30 35 40 45 50 55 60 65Cond. (µS/cm)OD (mgO 2/L)pH0 4 6 8 10 12 00 2 4 6 8 10Prof. (m)510152025C-026 e 7/06/053022 24 26 28 30 32Temperatura (ºC)Prof. (m)510152025C-026 e 7/06/053025 30 35 40 45 50 55 60 65Cond. (µS/cm)

115OD (mgO 2/L)pH0 4 6 8 10 12 00 2 4 6 8 10Prof. (m)5101520Prof. (m)510152025C-066 e 7/06/053022 24 26 28 30 32Temperatura (ºC)25C-066 e 7/06/053025 30 35 40 45 50 55 60 65Cond. (µS/cm)Figura 5. Perfis de temperatura ( ), condutividade ( ), oxigênio dissolvido ( ) e pH ( ).OD (mgO 2/L)pH0 4 6 8 10 12 00 2 4 6 8 10Prof. (m)5101520Prof. (m)510152025C-027 e 8/09/053022 24 26 28 30 32Temperatura (ºC)25C-027 e 8/09/053025 30 35 40 45 50 55 60 65Cond. (µS/cm)OD (mgO 2/L)pH0 4 6 8 10 12 00 2 4 6 8 10Prof. (m)5101520Prof. (m)510152025C-067 e 8/09/053022 24 26 28 30 32Temperatura (ºC)25C-067 e 8/09/053025 30 35 40 45 50 55 60 65Cond. (µS/cm)Figura 6. Perfis de temperatura ( ), condutividade ( ), oxigênio dissolvido ( ) e pH ( ).

116OD (mgO 2/L)pH0 4 6 8 10 12 00 2 4 6 8 10Prof. (m)510152025C-0218 e 19/12/053022 24 26 28 30 32Temperatura (ºC)Prof. (m)510152025C-0218 e 19/12/053025 30 35 40 45 50 55 60 65Cond. (µS/cm)OD (mgO 2/L)pH0 4 6 8 10 12 00 2 4 6 8 10Prof. (m)510152025C-0618 e 19/12/053022 24 26 28 30 32Temperatura (ºC)Prof. (m)510152025C-0618 e 19/12/053025 30 35 40 45 50 55 60 65Cond. (µS/cm)Figura 7. Perfis de temperatura ( ), condutividade ( ), oxigênio dissolvido ( ) e pH ( ).

117OD (mgO 2/L)pH0 4 6 8 10 12 00 2 4 6 8 10Prof. (m)5101520Prof. (m)510152025C-027 e 8/02/063022 24 26 28 30 32Temperatura (ºC)25C-027 e 8/02/063025 30 35 40 45 50 55 60 65Cond. (µS/cm)OD (mgO 2/L)pH0 4 6 8 10 12 00 2 4 6 8 10Prof. (m)5101520Prof. (m)510152025C-067 e 8/02/063022 24 26 28 30 32Temperatura (ºC)25C-067 e 8/02/063025 30 35 40 45 50 55 60 65Cond. (µS/cm)Figura 8. Perfis de temperatura ( ), condutividade ( ), oxigênio dissolvido ( ) e pH ( ).OD (mgO 2/L)pH0 4 6 8 10 12 00 2 4 6 8 10551010Prof. (m)1520Prof. (m)1520252530C-023 e 4/05/063522 24 26 28 30 32Temperatura (ºC)30C-023 e 4/05/063525 30 35 40 45 50 55 60 65Cond. (µS/cm)

118OD (mgO 2/L)pH0 4 6 8 10 12 00 2 4 6 8 10Prof. (m)5101520Prof. (m)510152025C-063 e 4/05/063022 24 26 28 30 32Temperatura (ºC)25C-063 e 4/05/063025 30 35 40 45 50 55 60 65Cond. (µS/cm)Figura 9. Perfis de temperatura ( ), condutividade ( ), oxigênio dissolvido ( ) e pH ( ).OD (mgO 2/L)pH0 4 6 8 10 12 00 2 4 6 8 10551010Prof. (m)1520Prof. (m)15202530C-028 e 9/08/063522 24 26 28 30 32Temperatura (ºC)2530C-028 e 9/08/063525 30 35 40 45 50 55 60 65Cond. (µS/cm)Figura 10. Perfis de temperatura ( ), condutividade ( ), oxigênio dissolvido ( ) e pH ( ).OD (mgO 2/L)pH0 4 6 8 10 12 00 2 4 6 8 10Prof. (m)510152025C-0224 e 25/10/063022 24 26 28 30 32Temperatura (ºC)Prof. (m)510152025C-0224 e 25/10/063025 30 35 40 45 50 55 60 65Cond. (µS/cm)

119OD (mgO 2/L)pH0 4 6 8 10 12 00 2 4 6 8 10Prof. (m)5101520Prof. (m)510152025C-0624 e 25/10/063022 24 26 28 30 32Temperatura (ºC)25C-0624 e 25/10/063025 30 35 40 45 50 55 60 65Cond. (µS/cm)Figura 11. Perfis de temperatura ( ), condutividade ( ), oxigênio dissolvido ( ) e pH ( ).3.3 Nutrientes no Reservatório de São Simão3.3.1 Séries nitrogenadasEntre os resultados obtidos para a série nitrogenada inorgânica, as concentrações denitrito, amônio e nitrato mostraram seus maiores valores nas estações CO9 e CO4, durante operíodo de estudo (Figura 12, 13 e 14). Os menores valores para nitrito foram observados naestação CO2, em junho de 2005, principalmente no período de transição da estação chuvosapara seca (dezembro/05 e fevereiro/06), (tendo mostrado variações espacial) e temporal emsuas concentrações ao longo do período de estudo. Foi constatada uma redução nos valores dasérie nitrogenada no sentido da estação CO10, CO1, CO8, CO4, CO2 em direção ao CO9.As concentrações de nitrito, embora tenham se apresentados bem inferiores, emrelação ao amônio e nitrato inorgânico, foram relativamente elevadas em algumas ocasiões,como as observadas nas coletas de outubro/06, com destaque para a estação CO9 (máximo de12,24 µg L -1 ). As menores concentrações foram registradas na estação CO5, com destaquepara a estação CO2, em junho de 2005, que apresentou o valor mínimo de 0,54µg L -1 (Figura12).Os valores registrados para o nitrato, em setembro/05 foram bem inferiores aosregistrados em março/05 e no ano de 2006. As maiores concentrações de nitrato ocorreramlogo na primeira coleta de março de 2005 (CO5 – 158,23µg L -1 ) e depois novamente emfevereiro/06. Todos os resultados desta variável estão apresentados na Figura 13.

120Os menores valores registrados de nitrato limitaram-se às três estações de coletaCO9, CO10 e CO8, com destaque para as concentrações verificadas na estação de coleta CO9,em março de 2005, que obteve o valor mínimo de 14 µg L -1 .As concentrações do íon amônio, registradas nas estações de coleta, apresentaramoscilações entre seus valores durante o período de estudo e entre as estações. As maioresconcentrações desse nutriente foram registradas em duas estações de coleta CO1 e CO8,destacando-se a CO8, em fevereiro de 2006 (43,91µgL -1 , Figura 14). As menoresconcentrações de amônio, de modo geral, foram registrados nas estações de coleta CO5 eCO8, principalmente na estação CO4, em agosto de 2006 (2,69µgL -1 ). A distribuiçãotemporal do íon amônio não seguiu um padrão definido durante o período de estudo, tendosido observada apenas uma tendência de ocorrência de maiores valores nas estações emfevereiro e maio de 2006 (Figura 14).Figura 12. Concentração de nitrito na coluna d’água nas estações de coleta doreservatório de São Simão, durante o período de estudo na profundidade do Secchi.

121Figura 13. Concentrações de nitrato na coluna d’água nas estações de coleta noreservatório de São Simão, durante o período de estudo na profundidade do Secchi.Figura 14. Concentração de amônio na coluna d’água nas estações de coleta doreservatório de São Simão, durante o período de estudo na profundidade do Secchi.

1223.3.2. Fósforo total e dissolvidoOs resultados relativos ao fósforo solúvel, embora não tenha sido freqüentementedetectado, mostraram uma variação espaço-temporal entre seus valores nas estações de coleta.Foi observado que as maiores concentrações desse nutriente ocorreram nas estações de coletaCO6 e CO8, durante os meses de chuva (fevereiro de 2006) com 26,51µgL -1 e 28,86µgL -1 eem outubro de 2006 com 29,65µgL -1 . Enquanto durante períodos de seca (junho/05 eagosto/06) foram registrados valores inferiores de até 0,15µgL -1 na estação CO6 e de0,93µgL -1 nas estações CO1 e CO2. Todos os resultados obtidos estão apresentados na Figura15.As concentrações de fósforo total apresentaram variações expressivas entre seusvalores ao longo do período do estudo. Os maiores valores foram encontrados nas estaçõesCO9, CO8 e CO5, durante os meses marcados por chuvas na região, principalmente naestação de coleta CO8, em dezembro/05, fevereiro e outubro de 2006, quando foram medidosvalores de 78,87; 63,68 e 54,75µgL -1 . Os menores valores de fósforo total ocorreram nasestações de coleta CO1 e CO2, em outubro de 2006, com valor de 2,48µgL -1 (Figura 15).estudo.Figura 15. Fósforo solúvel da água das estações de coleta, durante o período de

123Figura 16. Fósforo total da água das estações de coleta, durante o período de estudo.3.3.3 Análise da razão N/P no reservatórioO resultado referente à análise conjunta entre a razão N/P encontrados nas amostrascoletadas do reservatório de São Simão estão apresentados na Figura 16. Os resultadosmostraram uma variabilidade espacial ao longo do período de estudo. De modo geral, foramobservadas amplas oscilações ao longo do período de estudo e não foi detectada uma relaçãoinversamente proporcional entre si em todas as estações de coleta. A razão N/P apresentouseus maiores valores na estação CO6 com 250,08µgL -1 em dezembro de 2005 (Figura 16). Namesma Figura observa-se que todas as estações tiveram uma relação N/P positiva. Osmenores valores encontrados para esta razão estiveram associados aos meses de chuva(maio/06 e outubro/06), sugerindo uma entrada de fósforo neste período. A menor variaçãoentre os valores desta razão foi observada em outubro de 2006, na estação CO9, com valoresoscilando entre 4,25µgL -1 (Figura 16).

124Razão N / P250200150100CO1C O2CO4CO5CO6CO8CO9CO10500mar.05 jun.05 set.05 dez.05 fev. 06 mai.06 ago.06 out.06Período (mês)Figura 17. Valores calculados entre a razão N/P da água nas estações de coleta noreservatório de São Simão durante o período de estudo3.3.4 Índice de estado trófico no reservatórioNa Figura 17 é apresentada a variação temporal do índice de Carlson (1977)modificado, para o reservatório de São Simão. Examinando os gráficos, nota-se que todas asestações de coleta apresentaram oscilações do seu estado trófico ao longo do período doestudo.Os valores do índice do estado trófico calculado para cada variável (Secchi, clorofilaa,fósforo total e fósforo solúvel) e para cada amostragem e trimestralmente, podem serobservados na Figura 17. Os valores médios de IET, ou seja, média das variáveis acimacitadas que entram no cálculo de determinação do grau de trofia do ambiente, indicam quepara ambos os períodos de amostragem, 62,5% desses períodos amostrados classificaram-secomo oligotróficos e apenas 37,5% como mesotróficos, como amostrado na Figura 17.Entretanto, na mesma Figura 17, nota-se que a média de todas as estações de coletaapresentaram oscilações do seu estado trófico ao longo do período do estudo.Alguns períodos mostraram algumas semelhanças. Com exceção do IET para aclorofila-a e fósforo solúvel, que apresentaram condições oligotróficas entre fevereiro e maiode 2006, todos os demais mostraram condições mesotróficas. Em relação à primeira coleta,março de 2005, o reservatório apresentou condição mesotrófica para todos os parâmetros

125analisados. Em relação ao terceiro gráfico, nota-se que entre junho e final de dezembro de2005 ocorreu uma redução acentuada do seu nível trófico para condições oligotróficas emrelação ao fósforo total.Analisando os resultados do índice de estado trófico para a transparência da água detodas as estações ao longo do período de estudo, foram constatadas variações espaçotemporaisentre os valores. De uma forma geral, foi registrada uma condição oligotrófica nascoletas de junho a dezembro de 2005 e de agosto a outubro de 2006, enquanto a condiçãomesotrófica de fevereiro ao mês maio de 2006, período de seca, Já o índice de estado tróficopara o parâmetro clorofila-a manteve-se como oligotrófico durante grande parte do período deestudo, com tendência a mesotrofia em março/05, dezembro/05 e fevereiro/06.Para fósforo total, os resultados do índice apresentaram maiores valores, quandocomparados aos obtidos para Secchi, clorofila-a e fósforo solúvel (Figura 17). No entanto,teve uma redução bastante acentuada no índice no período entre março a dezembro de 2005.O ínidice de estado trófico médio de Toledo et al. (1983), apresentou resultados comum padrão temporal alternando o estado trófico da água de mesotrófico para oligotrófico edeste novamente para mesotrófico, e de mesotrófico para oligotrófico até a última coleta.

126Índice do estado trófico6050403020605040302060504030206050403020mar.05 jun.05mar.05 jun.05mar.05 jun.05mar.05 jun.05Clorofila-aset.05 dez.05 fev.06 mai.06 ago.06 out.06set.05 dez.05 fev.06 mai.06 ago.06 out.06set.05 dez.05 fev.06 mai.06 ago.06 out.06IET médioset.05 dez.05 fev.06 mai.06 ago.06 out.06DataFósforo totalFósforo solúvelEMOEMOEMOEMOFigura 18. Valores dos índices de estado trófico para clorofila-a, fósforo total, fósforo solúvele o índice de estado trófico médio (Toledo et al., 1983) no reservatório. As categorias estãorepresentadas pelas letras O (oligotrofia, < 44), M (mesotrofia, >44 e 54).

1273.3.5 Variáveis biológicas3.3.5.1 Concentrações de clorofila-a no reservatórioOs resultados obtidos para as concentrações de clorofila-a nas amostras doreservatório estão apresentados na Figura 19. Os valores mostraram que as concentrações nãoforam muito elevadas, sendo em geral sempre abaixo de 12µgL -1 . As maiores e menoresconcentrações ocorreram durante o período de chuva, principalmente nas estação CO1, CO2 eCO8 em março de 2005 e outubro de 2006 (14,31µgL -1 , 12,83µgL -1 e 0,18µgL -1 ),respectivamente. Foram observados logo no inicio da coleta, março de 2005, maiores valoresaté ao máximo de 14,31µgL -1 , com uma redução em setembro e uma estabilização defevereiro/06 até o final do nosso período de coleta (Figura 19).Figura 19. Variação das concentrações de clorofila-a nas estações de coleta3.3.6 Biovolume relativo (%) de células das cianobactériasO biovolume relativo de cianobactérias com relação o biovolume de fitoplânctontotal está representado na Figura 20. Os resultados da contagem de algas mostraram apresença dominante do gênero Microcystis, com algumas ocorrências de Anabaena (Giani,2007) em todos os períodos de dominância de cianobactérias no fitoplâncton total (dados nãoapresentados).

128Durante o ciclo bi-anual de coletas foi verificada uma variação espaço-temporal nobiovolume tanto do fitoplâncton total como especificamente das cianobactérias, ao longo doperíodo de estudo. O biovolume do fitoplâncton total teve uma oscilação em todas as estaçõesde coleta, com valores que atingiram até 100% e apresentaram mínimos de 0,87, e 0,92 %respectivamente. Porém, o biovolume de cianobactérias variou entre um máximo de 55,75µm³L -1 e mínimo de 0,004µm³L -1 e entre um máximo de 1149,83µm³L -1 e um mínimo de0,01% nas estações CO8 e CO9 respectivamente. Constatou-se que, na maioria das estaçõesde coleta, a classe Cyanophyceae foi a mais abundante pelo menos em cinco das oitocampanhas de coleta, representando entre 51,49% a 99,99% do fitoplâncton total.Em maio de 2006, o maior biovolume relativo de cianobactérias ocorreu na estaçãoCO6, com 99,99%, para a classe Cyanophyceae. O menor biovolume relativo foi de 51,49%.Nesta última estação, nas últimas quatro coletas quase as cianobactérias desapareceram(Figura 20).A classe Cyanophyceae foi bem representada no mês de fevereiro nas estações CO1,CO2, CO5, CO6 e CO9, quatro das quais cianobactérias já tinham sido encontradas desde aprimeira coleta de março de 2005 (Figura 20).

129Biovolume (10 3 µm 3 L -1 em %)10075502501007550250100755025010075502501007550250100755025010075502501007550250C-012-3/3/05 8/6/05 9/9/05 20/12/05 8/2/06 5/5/06 8/8/06 25/10/06C-022-3/3/05 8/6/05 9/9/05 20/12/05 8/2/06 5/5/06 8/8/06 25/10/06C-042-3/3/05 8/6/05 9/9/05 20/12/05 8/2/06 5/5/06 8/8/06 25/10/06C-052-3/3/05 8/6/05 9/9/05 20/12/05 8/2/06 5/5/06 8/8/06 25/10/06C-062-3/3/05 8/6/05 9/9/05 20/12/05 8/2/06 5/5/06 8/8/06 25/10/06C-082-3/3/05 8/6/05 9/9/05 20/12/05 8/2/06 5/5/06 8/8/06 25/10/06C-092-3/3/05 8/6/05 9/9/05 20/12/05 8/2/06 5/5/06 8/8/06 25/10/06C-102-3/3/05 8/6/05 9/9/05 20/12/05 8/2/06 5/5/06 8/8/06 25/10/06Tempo (dia)Figura 20. Porcentagem de cianobactérias, relativa ao biovolume total de espéciesfitoplanctônicas durante o período de estudo.

1304 DiscussãoOs reservatórios funcionam, ao interceptar o fluxo de água de um rio, como coletoresde eventos, proporcionando informações fundamentais sobre as bacias hidrográficas.Constituem importantes centros de convergência das várias atividades desenvolvidas na baciahidrográfica, inclusive de seus usos e aspectos sócio-econômicos. Além disso, as informaçõesintroduzidas no reservatório, como a entrada de materiais em suspensão, nutrientes, poluentes,entre outros, interferem nos processos de organização das comunidades planctônica, perifíticae píscicola, bem como na composição química da água e do sedimento.Para Klug & Tiedje (1993), o aumento de material alóctone, a comunidadefitoplanctônica, constituída de assembléias de espécies e apresentam característicasmorfológicas e fisiológicas muito diferentes, com respostas diferentes cuja organização é umacomponente essencial para a compreensão do funcionamento de um ecossistema (SegundoKarr (1991), o conhecimento da composição taxonômica dos grupos constitui uma fonte deinformação necessária para diagnose e avaliação de poluição (Descy & Coste, 1990). Comefeito, esta composição taxonômica de comunidades fitoplanctônicas permite estabelecerverdadeiras ferramentas de diagnose e de avaliação ambiental, capaz de fornecer dados sobrea caracterização ou tipificação de um corpo d’água, como a eutrofização (Descy & Coste,1990). Segundo Margalef (1983), os ambientes eutróficos apresentam menor diversidadefitoplanctônica e com dominância de poucas espécies.Na dinâmica dos grupos fitoplanctônicos estabelecidos, segundo Reynolds & Walsby(1975), Margalef (1978), Reynolds (1984) e Harris & Trimbee (1986) o fator ambiental físicodeterminante do crescimento das cianobactérias, e que pode inclusive superar o efeito dosnutrientes, é a turbulência ou, alternativamente expressado, a estabilidade da coluna d’água.Para Reynolds & Walsby (1975), uma coluna d’água estável é o fator de máxima importânciano desenvolvimento de “blooms” de cianobactérias em geral. Nestes casos, as cianobactériassão consideradas capazes de dominar e alcançar elevadas biomassas, mesmo se o suplementode nutrientes for baixo (< 15–20µgP.L -1 ).As cianobactérias são organismos comuns em todos os tipos de climas e em todasestações do ano, e sua habilidade de armazenar fósforo como polifosfatos e de fixar nitrogênioatmosférico permite-lhes sobreviver em águas de diferentes estados tróficos e mantercrescimento mesmo durante os períodos de limitação desses nutrientes (Paerl, 1988). Por isso,não necessariamente são indicadoras de condições eutróficas, já que lagos comparativamentepobres em nutrientes apresentaram densas populações de Oscillatoria e Aphanizomenon.

131Do contrário, existem habitats aquáticos ricos em nutrientes nos quais, emboraocorram vários táxons de cianobactérias, estas são incapazes de deslocar as células das algaseucariontes apesar dos altos conteúdos de nutrientes nos ambientes (Steinberg & Hartmann,1988).Steinberg & Hartmann (op. cit) revisaram e resumiram algumas das característicasecológicas das cianobactérias em quatro condições:(1) quando a turbulência é pequena, as cianofíceas podem constituir densaspopulações; (2) ao contrário, com a turbulência alta ou o padrão de mistura for irregular tantono espaço quanto no tempo (como nos rios e demais ambientes lóticos), as cianobactériasserão deslocadas; (3) na presença de turbulência freqüente ou permanente, mas comprofundidades de mistura menores, ou não muito maiores do que a profundidade da zonaeufótica (como no caso dos lagos rasos não estratificados, eutróficos ou hipereutróficos na suamaioria), as cianobactérias poderão dominar os estrategistas do tipo r (criptofíceas, algumasdiatomáceas e clorófitas) em determinadas condições que incluem baixas razões N/P (entre20–30µg.L -1 ), alta temperatura da água (geralmente maior do que 21ºC), alto pH(normalmente maior que nove) e baixa disponibilidade de luz e (4) se a turbulência for estávelpor longo período de tempo e a profundidade de mistura for grande Z mix / Z eu > 2–3 m,conforme Reynolds & Walsby, 1975), porém, não maior do que 10–15m, as cianobactériastolerantes à turbulência e especialmente espécies de Oscillatoria serão capazes de se adaptar(Reynolds, 1984).De acordo com Zohary & Robarts (1989); Bormans et al. (1997); Brookes et al.(1999); Nakano et al. (2001), a estratificação térmica e a mistura da coluna d’águadesempenham um papel fundamental como fatores responsáveis pela origem de florações decianobactérias. Além de elas tirarem vantagem da estratificação, por se acumularem nasuperfície, por causa desta acumulação, elas modificam o seu ambiente de maneira a manteras condições assegurando a sua posição dominante (Vincent, 1989). Por exemplo, ascianobactérias extenuam pela fotossíntese as reservas CO 2 provocando um aumento do pH(Shapiro 1997) e reduzem a quantidade de luz disponível nas camadas subjacentes (Schefferet al. 1997).O período de estudo 2005 e 2006, com base na análise dos dados de precipitaçãopluviométrica, obtidos na estação meteorológica da CEMIG em São Simão, apresentoucaracterísticas climáticas bem distintas, ou seja, um período caracterizado por menoresvalores de precipitação e temperatura, o período das chuvas e outro das secas. SegundoKöppen, nas regiões tropicais o clima é classificado com CWA, ou seja, o período de verão

132apresenta temperaturas e índices pluviométricos mais elevados, enquanto que o período deinverno apresenta temperaturas mais baixas e menores índices pluviométricos.Os valores das temperaturas do ar no período considerado também mantiveram umatendência sazonal, com os maiores valores médios compreendidos nos meses de verão e osmenores valores médios associados aos meses de inverno.O período de 2005 a 19 de abril de 2006 do presente trabalho mostrou 256 mm comovalor máximo médio diário da precipitação em novembro de 2005. De acordo com os critériosem Niemer (1989), pode-se afirmar que a estação chuvosa ocorreu entre janeiro e março enovembro a dezembro de 2005 e janeiro a março de 2006. O resto do ano correspondeu ameses sub-secos (abril, junho, julho) e secos (fevereiro), setembro e outubro), provavelmentepor causa de interrupção drástica das chuvas. Nos trópicos, ocorrem duas estações chuvosasbem definidas de, aproximadamente, igual duração.O vento e a precipitação são duas das principais funções de força determinantes domecanismo de funcionamento dos ecossistemas aquáticos, uma vez que oscilações natemperatura da água, turbulência e conseqüente mistura são reguladas por esses fatores. Asinterações destas duas principais funções de forças podem causar pequenas variaçõesmeteorológicas observadas no interior do reservatório e tem papel preponderante nacirculação e mistura de massas d’água, no influxo de nutrientes críticos, e das diferenças nonível da água e afetar a produção da comunidade planctônica (Calijuri & Tundisi, 1990;Sandes, 1990, 1998).Segundo Wetzel (1981), o vento proporciona, praticamente, a totalidade da energiaque distribui o calor na massa de água, já que quando as correntes de ar se movimentamatravés da interface água/ar, sua força fricional movimenta as águas superficiais, gerandomisturas e correntes proporcionais à intensidade do vento. Além de causar esses tipos demovimentos, o vento também aumenta as taxas de esfriamento e evaporação na superfície,especialmente durante os períodos de baixa umidade atmosférica, o que pode ser suficientepara reduzir a estabilidade térmica e favorecer a mistura profunda (Beadle, 1974).As condições ambientais, como velocidades elevadas são mais desfavoráveis para ocrescimento do fitoplâncton. A velocidade média do vento durante o período de estudo foi de1,5m.s -1 , não tendo sido observado ventos com tendência ao aumento. Segundo a escalaAnemométrica de Beaufort, todas as intensidades presentemente medidas puderam classificaros ventos como “brisa leve” (1 a 2m.s -1 ), ficando evidenciado a predominância de ventos desudoeste, ocorridos durante o período de estudo.

133No reservatório de São Simão, a dominância de ventos marcados de SW pode gerarum hidrodinamismo pouco marcado e estabilidade d’água, favorecendo o desenvolvimento deespécies de cianobactérias como C. raciborskii, que não formam blooms de superfície.Estudos experimentais demonstraram ainda que a temperatura ótima de crescimento de C.raciborskii é próxima a 30°C, com um crescimento nítido positivo entre 20ºC e 30ºC (Saker& Griffiths, 2000; Briand et al., 2004). Esta espécie também é caracterizada por uma boatolerância à fortes intensidades luminosas (Fabbro & Duivenvoorden, 1996; Dokulil & Mayer,1996; Briand et al., 2004). Assim, parece que a área central do reservatório onde se localizamas estações de coleta CO2 e CO6 é uma área homogênea em termos de fatores físicos (quefatores são esses) que podem controlar a estrutura da comunidade fitoplâncton.Os perfis de temperatura diminuindo com a profundidade foram quase homogêneos enão foram observados perfis em que a temperatura diminuiu com a profundidade, em até 5ºCde diferença, mostrando bastante homogeneidade na coluna.Os efeitos combinados da ação dos ventos, chuvas, rotinas de operação da barragemtêm sido descritos como possíveis causas da mistura da coluna d’água em reservatórios. EmSão Simão isto parece estar ocorrendo.Diversos estudos têm mostrado que fatores ambientais como condições climáticas,distribuição geográfica, estabilidade térmica, pH, condutividade elétrica, temperatura,oxigênio dissolvido, disponibilidade de nutrientes e as inter e intra-relações tróficas dosorganismos com estes fatores representam condicionantes às variações na estrutura e dinâmicadas comunidades fitoplanctônicas (Lund, 1965); Shapiro, 1973, Porter, 1977; Shapiro, 1984;Reynolds, 1984; Smith, 1986; Padisák et al., 1988; Shapiro, 1990; Reynolds et al., 1993,Padisák & Reynolds, 1998; Istvánovics et al., 2002; Hwang et al., 2003.Para a discussão dos parâmetros físico-químicos é importante observar ascaracterísticas mistas entre os regimes lóticos e lênticos apresentados por um reservatório, quetem heterogeneidade espacial entre características fluviais, de transição e lacustre,dependendo principalmente da distância da barragem e regime de vazão (Straskraba &Tundisi, 2000). De acordo com Lind et al. (1993), a compartimentalização de represas criagradientes longitudinais com condições tróficas distintas, sendo a região mais a montante darepresa caracterizada por condições similares à de um rio e com condições mais oligotróficas,enquanto a área próxima à barragem geralmente apresenta condições mais eutróficas ecaracterísticas mais semelhantes às de um lago, como pode ser observado no presente estudoem três estações de coleta (CO8, CO9 e CO10), que se localizam na entrada dos rios.

134Os perfis de temperatura, concentração de oxigênio dissolvido, condutividadeelétrica e de pH da coluna d’água nas estações de coleta durante o período de estudomostraram uma variação sazonal em função da profundidade, ou seja, os menores valoresocorreram nos meses em que o aquecimento é mínimo, e os maiores quando é máximo oaquecimento da coluna d’água, geralmente atribuídas na literatura a diferenças da temperaturaou devido a características de vazão. A localização (um local aberto, afastado das margens ecom correnteza considerável) da estação de coleta provavelmente pode influenciar nestavariação.Os perfis de temperatura do presente estudo mostram a completa isotermia da colunad’água na maioria das estações de coleta, sendo poucos os casos da presença de estratificaçãotérmica, embora tenha sido observada à formação de pequeníssimas estratificações emalgumas estações de coleta. Outros perfis de temperatura mostraram uma diminuição com aprofundidade, em até 5ºC de diferença. O efeito combinado da ação dos ventos, chuvas,rotinas de operação da barragem e entrada alóctone no reservatório têm sido descrito comopossível causa da mistura da coluna d’água de reservatórios.Em geral, nos perfis físico-químicos deste trabalho não foi constatada nenhumaestratificação térmica acentuada, sem formação do epilimnio de águas mais quentes ehipolimnio de águas mais frias que poderiam ser delimitados pelo metalimnio, região com umdecréscimo abrupto de temperatura, maior que 1ºC por metro (Wetzel, 1975, 2001).Os valores do pH encontrados nas oito amostragens deste estudo estiveramdistribuídos com uma ligeira redução com a profundidade do sedimento em quase todos osperfis das coletas. Os resultados deste estudo demonstraram condição levemente alcalina nasuperfície ou subsuperficie, com tendência a uma condição levemente ácida em profundidadesmaiores nas estações de coleta. Segundo Talamoni (1995) baixas flutuações nos valores de pHsugerem que os corpos d’água têm um eficiente sistema de tamponamento ou aceleradadinâmica metabólica. O pH é considerado uma importante variável para a dinâmica dossistemas aquáticos, pois além de interferir no metabolismo de comunidades aquáticas e nasolubilidade de nutrientes, sofre variações em função dos processos fotossintéticos,respiratórios e de decomposição (Esteves, 1998). Pereira (2003) e Lima (2004), encontraramaltos valores de pH em alguns reservatórios de São Paulo e correlacionaram este fato àocorrência de florações de cianobactérias.De acordo com Esteves (1998), a redução dos valores de pH durante o períodochuvoso está provavelmente relacionada com o maior aporte de matéria orgânica lixiviada dosolo que, por sua vez, influencia a produção de CO2, conseqüentemente, de HCO3 e outros

135compostos com características ácidas que são responsáveis pelas variações do pH.A condutividade elétrica da água representa uma importante variável limnológica,uma vez que mede a capacidade da água em conduzir corrente elétrica (Welch, 1948; Wetzel& Likens, 1991), fornecendo informações a respeito do metabolismo do ecossistema aquáticoe dos fenômenos que ocorrem na bacia de drenagem (Esteves, 1998). A condutividade refletea concentração de minerais na forma iônica e tipo de íons, podendo ser utilizada comoindicador das concentrações de sais minerais na água. A variação da condutividade forneceindicações sobre o processo de decomposição da matéria orgânica, pois geralmente se verificaum aumento de valores à medida que este processo é intensificado (Branco, 1986).Valores de condutividade entre 175-200µS.cm -1 foram considerados normais porPayne (1986) e com base nesses valores, os medidos no presente trabalho são consideradosbastante baixos, sendo obtido o maior valor de 62µS.cm -1 em setembro de 2005, estação decoleta CO9 e como o menor valor 29µS.cm -1 , em agosto de 2006, na estação de coleta CO10.Payne (op. cit.) considera que as baixas condutividades são características de águas tropicaisque possuem dureza, concentrações iônicas e materiais em suspensão também baixos.A temperatura da água é uma outra variável importante na dinâmica dos ambientesaquáticos, pois influencia no metabolismo das comunidades, bem como pode causaralterações na estrutura física da coluna d’água, promovendo a circulação ou estratificação daágua e, conseqüentemente, alterando a disponibilidade dos nutrientes (Margalef, 1983;Esteves, 1988). A termoclina atua como uma barreira à difusão e circulação dos componentesquímicas entre as diferentes camadas de água.A variação de temperatura da água no reservatório de São Simão revelou um padrãosazonal, com altas temperaturas registradas na estação de chuva, em decorrência da maiorinsolação e presença de partículas em suspensão capazes de absorver energia solar e acumularcalor. As menores temperaturas foram registradas no período de seca na região, caracterizadapor um inverno seco, com chuvas escassas ou ausentes. Embora seja admitido que a variaçãoda temperatura da água tenha apresentado influência relacionada às mudanças na temperaturado ar ao longo do estudo, é importante ressaltar que em razão da grande extensão doreservatório, as coletas foram realizadas em diferentes horários, variando das 8:00 horas às 17horas. Estes aspectos reforçam a importância da radiação solar e da umidade relativa comodecisivos na variação entre os locais de coleta.Entre os aspectos limnológicos analisados, certamente a temperatura é o principalfator a ser considerado, uma vez que este parâmetro influencia as propriedades físicas equímicas em toda a coluna d’água e, por conseqüência direta ou indiretamente reflete na

136estrutura das comunidades biológicas (Hutchinson, 1957; Esteves, 1998).O oxigênio dissolvido na água é um dos fatores mais importantes na dinâmica e nacaracterização dos ecossistemas aquáticos, por influenciar a sobrevivência das comunidadesdesses ecossistemas, além de participar de vários processos químicos (Esteves, 1998). Ocomportamento das concentrações desta variável é influenciado pela temperatura, que afeta asolubilidade dos gases na água. Deste modo, o aumento da temperatura, característico dosmeses de verão, reduz a disponibilidade de oxigênio dissolvido nos ambientes aquáticos.Segundo Esteves (Op. Cit), nos corpos d’água, as principais fontes de oxigênio são asatividades fotossintéticas do fitoplâncton e macrófitas, a difusão e a turbulência. Por outrolado, as perdas podem ocorrer pelo consumo da matéria orgânica, perdas para atmosfera,respiração de organismos aquáticos e oxidação de íons metálicos, como o ferro e o manganês(Esteves, Op. Cit). Este autor considera ainda que altas concentrações de amônioinfluenciariam fortemente a dinâmica do oxigênio, já que para oxidar 1 mg de (NH - 4 ) sãonecessários, praticamente, 4,3 mg de oxigênio.Durante o período de estudo, foram encontradas altas concentrações de oxigêniodissolvido superficial no reservatório com uma variação de 10,7 mgO 2. L -1 na estação de coletaCO2, em setembro/05, a 5,1 mgO 2. L -1 na estação de coleta CO1, em fevereiro/06. Umdestaque maior foi dado para aquelas coletas realizadas durante os meses de chuva, a exemplodo mês de março de 2005, quando foram verificadas as maiores concentrações deste gás. Estefato pode estar relacionado as maiores precipitações pluviométricas apresentadas na Figura 2deste trabalho, as quais promoveram a maior circulação da água no reservatório e tambémcom a elevada vazão.Estudos realizados por Townsend (1999), em dois reservatórios na Austrália, umlocalizado numa região úmida e o outro numa região seca, demonstraram que, em geral, amaior concentração de oxigênio dissolvido foi encontrada no lago situado na região úmida,sendo que a menor concentração registrada deste gás no lago da região seca foi devida,principalmente ao efeito da temperatura e ao estado trófico do reservatório.O perfil vertical de distribuição do oxigênio dissolvido durante o período de estudo,não apresentou situações de estratificação na coluna d’água, com concentrações decrescentesnão robustas deste em relação à profundidade, ou seja, com os maiores valores na superfície eos menores valores nas camadas mais profundas com uma variação bem pequena. SegundoEsteves (1998), a formação do gradiente vertical do oxigênio se assemelha à dos gradientestérmicos, uma vez que a distribuição deste gás está, em parte, associada aos perfis detemperatura.

137Os macronutrientes e micronutrientes, tais como NT, N-NO 2 , N-NH 4 , N-NO 3 , PT,PO 4, SiO 2, CO 2 e Fe também são elementos essenciais indispensáveis ao crescimento da biotaaquática. Particularmente o processo de eutrofização ou enriquecimento nutricional dosreservatórios de água favorece o crescimento abundante não controlado das microalgasconduzindo à formação das denominadas florações ou “blooms”. As florações decianobactérias adquirem notável, importância quando as espécies responsáveis pelas floraçõessão produtoras de metabólitos secundários voláteis, que possuem a capacidade de alterar oscaracteres organolépticos da água conferindo odores e sabores desagradáveis. Mais ainda,quando se trata de espécies de cianobactérias com capacidade de produzir toxinas, as quaisrepresentam um sério risco para a saúde humana e animal.Os nutrientes intracelulares no fitoplâncton, principalmente P e N, são importantescomponentes celulares diretamente ligados ao armazenamento de energia da célula, comoATP e GTP. Além disso, o fósforo faz parte da composição de ácidos nucléicos, nucleotídeos,fosfoproteínas, hormônios, fosfolipídios, várias coenzimas, dentre outros que são despejadosde forma dissolvida ou particulada em lagos, reservatórios e rios (Esteves, 1998).Os compostos são então transformados em matéria viva pelo metabolismo dofitoplâncton, podem em excesso provocar a mudança do estado trófico, promovendo aeutrofização dos ecossistemas aquáticos e, conseqüentemente, ocasionar danos consideráveispara o meio ambiente. Entretanto, é importante lembrar que na água os elementos que existembiodisponíveis são formas combinadas desses elementos, como por exemplo, vários tipos defosfato (PO 4 , HPO 4 , H2PO 4 ) (Snoeyink & Jenkins, 1980). Segundo Esteves (1998), esseselementos quando presentes em baixas concentrações podem atuar como fatores limitantes daprodutividade primária nos ecossistemas aquáticos, lagos, rios e reservatórios.O amônio é uma das principais fontes nitrogenada absorvida pelos organismos, comoas cianobactérias (Yunes et al., 1990; Boussiga & Gibson, 1991; Hyenstrand et al.,1998). Osresultados obtidos para os nutrientes de séries nitrogenadas e fosfatadas, amostrados durante operíodo de estudo, revelaram aspectos espaciais e temporais, quais sejam: relativamente omaior aumento do íon amônio (N-NH 4 ) na estação de coleta CO8 seguida de CO1 nas coletasde fevereiro e maio de 2006 e foram observados menores valores nas estações CO8 e CO5,em dezembro de 2005. O aumento da concentração de N-NH 4 nas duas estações de coletapode ser devida, principalmente, ao aumento da respiração e à decomposição, além do quesimultaneamente à diminuição da concentração de oxigênio dissolvido nas coletas defevereiro em torno de 6µg.L -1 . Todos os processos de respiração e decomposição da partenitrogenada facilitam, segundo Esteves (1998), a amonificação por organismos heterotróficos.

138Segundo Reynolds (1984) concentrações maiores e “irregulares” de amônio muitasvezes ocorrem após o colapso das florações de cianobactérias do gênero Microcystis.Entretanto, baixos valores de amônio podem ser observados em decorrência do aumento nabiomassa do fitoplâncton consumidor.Estudos realizados por Branco (1991), no Lago Paranoá (Brasília–DF), evidenciaramconcentrações médias relativamente altas de amônio, principalmente em pontos próximos azonas de despejos dos efluentes provindos das estações de tratamento de esgotos. Noreservatório de São Simão, os rios são fontes potenciais de entrada de nitrogênio e fósforo,devido à existência de áreas ribeirinhas ao longo de seus percursos sob a influência antrópica,nas margens dos rios, incluindo com processos erosivos, as quais contribuem para promoveras alterações físicas, químicas e biológicas de suas águas. Segundo Margalef (1983), combase na qualidade da água de um rio, pode-se modelar a integridade da bacia hidrográfica e dereservatório através de equações diferenciais ordinárias e parciais, equações de diferenças eequações diferenciais com retardamento, levando-se em conta a interação entre os processosdinâmicos biológicos, químicos e físicos que acontecem ao longo do tempo.O íon nitrito é a forma oxidada do nitrogênio mais instável podendo passar paranitrato ou voltar para amônio dependendo das concentrações de oxigênio no meio. SegundoBronnark & Hansson (1998), é esperado que seu perfil siga o das concentrações de oxigêniodissolvido. Através dos resultados do presente trabalho foram observadas situações demaiores concentrações quase em todas estações de coleta, de março e dezembro de 2005, e emfevereiro e outubro de 2006, talvez devidas à diminuição da taxa de amonificação nesta coletapor conta das concentrações relativamente altas de oxigênio. Este fato favoreceria a presençade valores maiores de nitrato. Sendo registrados menores valores em junho de 2005 em todasas estações.Segundo Morris (1980), o nitrito pode começar a ser utilizado como fonte denitrogênio a partir do momento em que as concentrações de nitrato são menores do que 1-2µg.L -1 . As baixas concentrações do nitrito nas estações de coleta podem estar relacionadas àcombinação de fatores, como a decomposição da matéria orgânica e os processos denitrificação, os quais podem ser explicados pelos perfis de altas concentrações de oxigêniodissolvido na coluna d’água, em decorrência de uma elevada produtividade fitoplanctônica.De acordo com Mc Marthy & Goldman (1979) apud Esteves (1988), o nitrito pode ser

139assimilado pelo fitoplâncton em situações extremas de escassez dos íons amônio ou nitrato,embora o gasto energético na assimilação deste seja alto, quando comparado ao íon amônio.O nitrato é uma das fontes nitrogenadas mais utilizadas pelos organismos vegetais epor espécies de cianobactérias (Yunes et al., 1996), quando não houver a disponibilidade deamônio no meio aquático, que é a forma preferencial de assimilação dos organismos, devidoao baixo custo energético (Boussiga & Gibson, 1991, Muro-Pastor & Florêncio, 2004). Amaioria das estações de coleta se mantiveram relativamente homogêneas durante todo operíodo de amostragem, podendo ter ocorrido a nitrificação do amônio, a qual seria por suavez facilitada pelo oxigênio que ocorreu no fundo. Segundo Wetzel (1981), a diminuição dasconcentrações de nitrato pode ser provocada pela assimilação deste nutriente pelosorganismos fotossintetizadores, que pode amplamente superar a entrada do NO 3 no sistema ouformação, até ocasionar em alguns casos a diminuição do nitrato à concentrações nulas ou nãodetectáveis.O fósforo (P) é um elemento chave no crescimento de organismos em todos osecossistemas aquáticos. Em geral, o fitoplâncton consome fósforo para satisfazer suasnecessidades nutritivas na forma de HPO 4 Evidências recentes sugerem que as bactériaspodem produzir uma fonte adicional de fósforo inorgânico, ao remineralizar compostosorgânicos específicos que contêm este elemento. Este é considerado o sexto elemento maisabundante no sistema solar. Também caracterizado como o principal fator da produção eresponsável direto pela eutrofização artificial (Vollenweider, 1968; Wetzel, 1981; Esteves,1998).Os resultados obtidos para o fósforo total e sua fração solúvel mostraram o mesmopadrão descrito para as fontes nitrogenadas. Fósforo total e solúvel apresentaram suas maioresconcentrações entre as coletas de março e dezembro de 2005 e entre fevereiro e outubro de2006, em todas as estações de coleta e segundo Tundisi (2003) esses valores são comuns emreservatórios Brasileiros. Os outros períodos de coleta apresentaram-se com os menoresvalores. As altas concentrações de fósforo total coincidiram com os meses de chuvas naregião, o que pode ser um reflexo direto da intensificação do aporte de cargas de materiaisalóctones de fontes pontuais e difusas. Pinto-Coelho (2004) menciona que o aumentoexpressivo nas concentrações de fósforo no reservatório de São Simão esteve condicionado,principalmente, ao elevado aporte de nutrientes e os indicadores das atividades agrícolas,acelerando o processo de transição de estado oligotrófico para mesotrófico.Diferentes teorias têm sido estabelecidas sobre o sucesso das cianobactérias, uma dasquais é a razão N/P, que neste trabalho apresentou maior valor de 250,08 na estação de coleta

140CO6 em dez./05 e esta elevada relação pode estar associada aos altos valores registrados paraas fontes nitrogenadas, em especial para o nitrato, quantificadas em todas as estações, e aosníveis baixos de fósforo solúvel. Os menores valores desta razão foram apresentados nasestações CO8 e CO10 também estiveram relacionados aos elevados valores das formasfosfatadas, enquanto concentrações reduzidas das fontes nitrogenadas. Estudos realizados porBouvy et al. (2003), em reservatórios localizados no semi-árido do Estado de Pernambuco,descreveram que valores da razão N/P são fortemente influenciados por eventos climáticoscomo indutores de grandes modificações nas estruturas física e química da água noreservatório, o que, de certa forma, torna-se um importante fator a ser considerado paramudanças e variabilidade sobre as condições limnológicas em um determinado ecossistema.O estado trófico de um corpo d’água pode ser determinado de forma muito confiável,a partir de diferentes critérios, como concentrações de oxigênio dissolvido, dados denutrientes, medidas de biomassa (clorofila-a), disco de Secchi, presença de espéciesplanctônicas e bentônicas, etc. O uso dos índices de classificação trófica dos corpos d’águanaturais e artificiais, é claramente uma importante e útil ferramenta para organizar oconhecimento sobre os mecanismos de funcionamento destes ambientes, avaliar os usos dabacia hidrográfica, assim como para servir de base no desenvolvimento de técnicas para omanejo e recuperação das áreas degradadas (Lind et al., 1993). No entanto, esta avaliação nãodeve ser realizada apenas com uma ou duas destas variáveis, mas sim por meio de um estudomais amplo, visto que o ambiente pode apresentar um estado trófico, quando avaliadosegundo um critério, e oligotrófico, quando outro critério for levado em consideração(Talamoni, 1995).Os resultados obtidos do índice de estado trófico durante o período de estudo, emgeral, apontam para o reservatório de São Simão como caracterizado oligotrófico àmesotrófico, e mostrou-se um bom parâmetro para o monitoramento da eutrofização dereservatórios, já que Pinto-Coelho (2004) havia detectado este mesmo estado de trofia para oreservatório de São Simão.Outra importante variável a ser considerada nos ecossistemas aquáticos é a clorofilaa,a qual representa o principal pigmento responsável pela fotossíntese e o conhecimento deconcentrações pode dar indicativos sobre a biomassa do fitoplâncton presente no ambiente.Nos últimos anos tem se tornado cada vez mais freqüente a utilização das concentrações daclorofila-a para expressar a biomassa fitoplanctônica (Esteves, 1998). A determinação daclorofila-a também constitui uma importante ferramenta para a avaliação do estado trófico dosambientes aquáticos.

141Neste estudo as concentrações de clorofila-a apresentaram os maiores valores entreos meses de março, junho e dezembro de 2005, período com temperaturas entre 24 a 29,9C,água predominantemente com pH entre 5 e 7, cujos valores seguem os valores para odesenvolvimento de florações de cianobactérias descritos por Pearson (1990) e Carmichael(1994) e Yunes (1998). Condições meteorológicas (ventos de sudoeste de intensidade de brisaleve) e de alta pluviosidade durante o mês de ocorrência da floração são fatores quecolaboraram para as florações. Os maiores picos e as maiores médias de clorofila-a ocorreramrelativamente em todas as estações de coleta no mês de março de 2005 com os valoresconsiderados ideais para as cianobactérias por Pearson (1990). Porém, mesmo com todos osfatores favoráveis ao crescimento, os valores de clorofila-a para o reservatório de São Simão,foram relativamente baixos. Devido o tamanho pequeno (0,2 m – 2 m), populações depicofitoplâncton, dominados geralmente por cianobactérias e que também contêmficobiliproteinas que formam complexas antenas de captação de luz, às vezes são organismosque predominam no ambiente (Glover, 1985, Waterbury et al., 1986, Ernst et al., 1992).Os resultados sobre o biovolume relativo das cianobactérias do reservatório de SãoSimão mostraram que, na maioria das estações de coleta, e ao longo de todo o período deestudo, havia presença e em alguns casos a dominância de cianobactérias, principalmenterepresentadas pelos gêneros Microcystis, Anabaena, Aphanocapsa, Cyanodictyum,Epigloeosphaera,Mmerismopedia, Planktothrix, Planctonema, Pseudanabaena, Radiocystis eWoronichinia (Giani, 2007), com valores sempre superiores a 50% do fitoplâncton total. Paraa estação de coleta CO9 registrou-se uma diminuição drástica nas últimas coletas de agosto eoutubro de 2006, tendo sido observado uma diminuição contínua do biovolume dascianobactérias, quase ausentes na estação de coleta CO10 a partir da amostragem de fevereiroaté outubro de 2006. Algumas espécies de cianobactérias já tinham sido registradas emestudos anteriores neste reservatório (Jardim et al., 2001; Pinto-Coelho, 2004). Os demaisperíodos de coleta mostraram variação espacial e temporal ao longo do período de estudo. Osmaiores valores médios de biovolume de cianobactérias foram observados nas coletas demarço/05 (99,1µm 3 L -1 ) e os menores em dez./05 (0,17µm 3 L -1 )Como pode ser observado a Figura 20, a diferença entre as amostras de 2005 e 2006é que foi observada a ausência de florações de cianobactérias em 2006 que começaram adiminuir após a primeira coleta deste ano. Uma análise do biovolume desse período sugereque outros grupos do fitoplâncton foram dominantes que outros grupos após o final dafloração de cianobactérias de dezembro de 2005. Neste período não foi possível obter osdados meteorológicos para relacionar, por exemplo, com precipitação, presença do vento e

142velocidade de fevereiro a outubro de 2006 e comparar os dados do mesmo período em 2005.Nakano et al. (2001) observaram em dois anos de estudo em um lago raso, sobreflorações de fitoplâncton que em anos em que as precipitações foram abaixo da média, ascianobactérias dominavam (e.g. Anabaena, Microcystis), enquanto que o ano seguinte foimarcado por fortes precipitações e uma dominância por dinoflagelados (Ceratium).Varis (1988) mostrou que as florações de Aphanizomenon foram sensíveis àscondições presentes na primavera, no que se refere as concentrações em fósforo e nitrogênio,mas que a resposta em termos de biomassa só foi perceptível no ano seguinte.Em outro estudo realizado durante 15 anos, Varis (1993) explicou a ausência insólitade florações de Aphanizomenon durante um ano por um verão excepcionalmente frio. Umoutro estudo salienta a importância das condições meteorológicas (Stauffer, 1982), indicandoque as florações de cianobactérias foram sempre associadas a dias calmos e ensolarado,precedidos por uma passagem de uma frente fria, concordando com Reynolds & Walsby(1975). Reynolds (1984) também mostrou que os dinoflagelados podem dominar em lagoseutrofizados, quando a estabilidade da coluna d’água era baixa. As condições meteorológicas,assim, têm sido capazes de desempenhar um papel crucial na presença e ausência de floraçõesde cianobactérias.De acordo com Calijuri (1999), alterações na composição e abundância dacomunidade fitoplanctônica podem ser provocadas pela variabilidade ambiental que, atuandocom freqüências e intensidades variáveis, pode provocar perturbações que vão entãomodificar o caráter qualitativo e quantitativo da biota, selecionando espécies, através demecanismos competitivos.Em dois reservatórios do Nordeste brasileiro Bouvy et al. (1999, 2003)demonstraram que as mudanças climáticas (como as secas) podem alterar o contexto físico doecossistema, criando condições ideais de temperatura e irradiância para a dominância de C.raciborskii.Havens et al (2003) observaram através de modelos empíricos, que em ambientesaquáticos com maior turbidez e menor penetração de luz, cianobactérias não heterocitadas enão fixadoras seriam dominantes. Uma diminuição da razão N:P favorecia o aparecimento decianobactérias fixadoras como Anabaena. Em São Simão, os valores relativamente elevadosde nitrogênio, sob forma de nitrato, provavelmente favoreceram a dominância de Microcystissobre os demais gêneros de cianobactérias.Giani et al (2005) e Rolland et al (2005) observaram a dominância de cianobactériasem ambientes com aumento do nível de eutrofia, sendo Microcystis o gênero normalmente

143dominante. Shen & Song (2007) através de estudos experimentais, concluíram que osindivíduos coloniais do gênero Microcystis teriam uma vantagem com relação a dominância epersistência no ambiente, graças a habilidade de crescer em condições de flutuações nasconcentrações de fósforo. Estes resultados podem ajudar a explicar o aparecimento edominância de Microcystis no reservatório de São Simão, em épocas de florações e maiorcrescimento da biomassa algal.A dominância de cianobactérias em ambientes eutróficos tem sido associada comuma variedade de fatores ambientais físicos e químicos tais como: baixa turbulência (Ganf,1974 apud Reynolds, 1987), baixa intensidade luminosa (Zevenboom & Mur, 1980; Smith,1986), baixa proporção zona eufótica/zona de misturas (Jensen et al., 1994), altastemperaturas (Shapiro, 1990), baixo CO2/alto pH (King, 1970; Shapiro, 1990; Caraco &Miller, 1998), altas concentrações de fósforo total (Mcqueen & Lean, 1987; Trimbee &Prepas, 1987; Watson et al., 1997), baixas concentrações de nitrogênio total (Smith, 1983) ede nitrogênio inorgânico dissolvido (Blomqvist et al., 1994), armazenamento de fósforo(Pettersson et al., 1993), têm sido sugeridas na literatura como essenciais para odesenvolvimento e dominância de florações de cianobactérias. Contudo, devido ao fato dasespécies diferirem em suas características ecológicas, os fatores que promovem uma espécie,necessariamente não são os mesmos que promovem outras espécies (Oliver & Ganf, 2000).5. ConclusõesEste estudo abordou o fitoplâncton no reservatório de São Simão com ênfase naspopulações de cianobactérias e cianotoxinas e permitiu tirar as seguintes conclusões:A ocorrência de florações de populações de cianobactérias e a dominância de poucasespécies mostraram ser determinada predominantemente pela associação de múltiplos fatorescomo valores altos de nutrientes dissolvidos (nitrogênio e fósforo), ventos e temperatura, estesúltimos influenciando a estabilidade da coluna d’água.As cianobactérias são organismos que em densidades elevadas afetam a qualidade daágua, e em caso de águas de abastecimento esse problema se torna mais grave, uma vez que astoxinas produzidas por estes organismos podem constituir riscos à saúde humana.No reservatório de São Simão, o grupo fitoplanctônico mais abundante encontradodurante o período de estudo foi o das cianobactérias, em todas as estações de coleta. Osprincipais gêneros foram Microcystis, Anabaena, Chroococcus, Merismopedia, Planktotrix,Aphanocapsa, Cyanodictium, Epgloeosphaera, Geitlerinema, Oscillatoria, Phormidium,

144Planktolyngbya, Pseudanabaena, sendo que alguns deles são tratados na literatura comobiossintetizantes de potentes microcistinas.Todas as estações de coleta apresentaram na maior parte do ano concentraçõesmédias de amônio, nitrato, fósforo total e fósforo solúvel superiores às recomendadas comonormais para os corpos de águas doces não contaminados, evidenciando o processo deaumento da eutrofização destas águas, em regiões próximas às margens de cidades e áreasagriculturais, confirmando o comprometimento destes locais e levando a ocorrência deflorações e acumulações de cianobactérias.Apesar disto, o reservatório de São Simão ainda pôde ser considerado oligomesotróficodurante o período deste estudo, embora ficou clara a possibilidade de acumulaçãode cianobactérias e conseqüentemente de microcistinas. Brant (2007), em um estudo realizadono mesmo período e local, encontrou espécies tóxicas de cianobactérias e comprovou apresença de microcistinas, tendo destacado valores elevados em março 2005.Os resultados apresentados neste trabalho não foram capazes de evidenciar, de formaconclusiva, quais fatores bióticos e abióticos foram determinantes para a composição,distribuição, abundância e ausência das cianobactérias.

1455 Referências BibliográficasBARNES, H.& FOLKARD, A. R. (1951). The determination of nitrites. Analyst., 76: 599-603BARTRAN, J. W. W. et al. (1999). Introduction. In: Chorus, I & Bartram, (ed). Toxiccyanobacteria in water: a guide to their public health consequence, monitoring andmanagement E. & FN Spon World Health Organization, London and New York, 416pBEADLE, L. C. (1974). The inland waters of tropical Africa: an introduction to tropicallimnology. London: Longman Group Limited. 365p.BLOMQVIST, P., PETTERSSON, A. & HYENSTRAND, P. (1994). Ammonium-nitrogen:A key regulatory factor causing dominance of non-nitrogen-fixing cyanobacteria in aquaticsystem. Archiv. Für Hydrobiologie 132: 141-164BORMANS, M., H. MAIER, M. BURCH & BAKER, P. (1997). Temperature stratification inthe lower River Murray, Australia: Implication for cyanobacterial bloom development.Marine and Freshwater Research 48: 647-654.BOURRELLY, P. (1981). Les algues d’eau douce: initiation à la systémstique, 2: les alguesjaunes et brunes, les Chrysophycées, Phéophycées, Xantophycées et Diatamées. Éditions N.Boubée, Paris.BOURRELLY, P. (1985). Les algues d’eau douce: initiation à la systématique, 3: les aluesblenes et rouges, les Euglénies, Peridiniens, et Cryptomonadines. 3. Éditions N. Boubée,Paris. 606p.BOUSSIGA, S. & GIBSON, J. (1991). Amónia translocation in cyanobacteria. FEMSMicrobiology Reviews. V. 82, p. 1-14BOUVY M., MOLICA R.J.R., DE OLIVEIRA, S.MARINHO, M., BEKER, B. (1999).Dynamics of a toxic cyanobacterial bloom (Cylindrospermopsis raciborskii) in a shallowreservoir in the semi-arid region of Northeast Brazil. Aquatic. Microb. Ecol. 20: 285-297BOUVY M., NASCIMENTO S.M., MOLICA R.J.R., HUSZAR V. & AZEVEDO S. (2003).Approche écologique de la qualité de l’eau des réservoirs dans l’état du Pernambuco(Nordeste brésilien). Sécheresse 14 (2): 85-93.BRANCO, S. M. (1986). Hidrologia aplicada à engenharia sanitária. São Paulo.CETESB/ASCETESB.BRANCO, S. M. (1991). Hidrologia ambiental. Edusp: Associação Brasileira de recursoshídricos (coleção ABRH de Recursos Hídricos). 245p.

146BRANCO, C. W. C. & CAVALCANTE, C. G. B. (1999). A ecologia das comunidadesplanctônicas no Lago Paranoá. In: Henry, R. (Ed.). Ecologia de reservatórios: estrutura,função e aspectos sociais. P. 573-595BRIAND. J.F. LEBOULANGER C., HUMBERT J.F. BERNARD C. & DUFOUR P. (2004).Cylindrospermopsis raciborskii (Cyanobacteria) invasion at mid-latitudes: selection, widephysiological tolerance, or global warming. J. Phycol., 40 (2): 231-238.BRÓNMARK, C. & HANSSON, L. A. (1998). The biology of lakes and ponds. OxfordUniversity Press, 216p.BROOKES, J. D., G. G. GANF, D. GREEN & WHITTINGTON, J. (1999). The influence oflight and nutrients on buoyancy, filament aggregation and flotation of Anabaena circinalis.Journal of Plankton Research 21: 327-341.BURY, N. R., FLIK, G., EDDY, F. B., CODD, G. A. (1996). The effects of cyanobacteriaand the cyanobacterial toxin microcystin-LR on Ca 2+ transport and Na + /K + -A TPase in Tilapiagills. J. Exp. Biol. 199: 1319-1326CALIJURI, m. c. & TUNDISI, J. G. (1990). Limnologia comparada das represas do Lobo(Broa) e Barra Bonita – Estado de São Paulo: Mecanismos de funcionamento e bases para ogerenciamento. Revista Brasileira de Biologia (50) 4: 893-913CANFIELD, D. E. et al. (1989). Factors influencing the abundance of blue-green algae inFlorida Lakes. Can. J., Fish Aquat. Sci. 46: 1232-1237CARLSON, R. E. 1977. A trophic state index for lakes. Limnology and Oceanography 22:361-368.CARR, N. G. & WHITTON, B. A. 1982. The biology of cyanobacteria. Oxford: BlackwellScientific Publications, 2. ed. 688p.DAHIMANN, J., RÜHI, A., HUMMERT, C., LIEBEZEIT, G., CARLSSON, P. &GRANELI, E. (2001). Different methods for toxin analysis in the cyanobacterium Nodulariaspumigena (Cyanophyceae). Toxicon 39: 1183-1190DESCY J.P. & COSTE M. (1990). Utilisation des diatomées benthiques pour l’évaluation dela qualité des eaux courantes. Rapport final. UNECD-NAMUR, CEMAGREF, BordeauxCEEB. 112 p.DOKULIL M.T. & MAYER J. (1996). Population dynamics and photosynthetic rates of aCylindrospermopsis –Limnothrix association in a highly eutrophic urban lake, Alte Donau,Vienna, Austria. Algol. Stud., 83 : 179–195.DOW, C. S. & SWOBODA, U. K. (2000). Cyanotoxins. In: Whitton, B. A. & Potts, M. (eds).The ecology of cyanobacteria. Kluwer Academic Publishers, p. 613-632ERIKSSON, J. E., MERILUOTO, J. A. O., LINDHOLM, J. (1989). Accumulation of apeptide toxin from the cyanobacterium Oscillatoria agardhii in the freshwater musselAnadonta cygnea. Hydrobiologia 183: 211-216

147ERNST, A., SANDERMAN, G., POSTIUS, C., BRASS, S., KENTER, U., BÖGER, P.(1992). Cyanobacterial picoplancton from lake Constance II Classification. Bot. Acta 105:161-167ESTEVES, F. A. (1998). Fundamentos de Limnologia. 2 ed. Rio de Janeiro: Interciência.FINEP, 602p.FABBRO L.D. & DUIVENVOORDEN L.J. (1996). Profile of a bloom of the cyanobacteriumCylindrospermopsis raciborskii (Woloszynska) Seenaya and Subba Raju in the Fitzroy Riverin tropical central Queensland. Mar. Freshw. Res., 47 : 685–694.GIANI, A., BIRD, D. F., PRAIRIE, Y. T., LAWRENCE, J. F. (2005). Empirical study ofcyanobacterial toxicity along a trophic gradient of lakes. Can J. FISH Aquat. Sci. 62: 2100-2109GIANI, A. (2007). Cianobactérias e cianotoxinas em reservatórios de Minas Gerais. RelatórioFinal 6, 100p.GLOVER, H. E. (1985). The physiology and ecology of the marine cyanobacteria genusSynechococcus. Adv. Aquat. Microbiol. 3: 49-107GRIME, J. F. (1977). Evidence for the existence of three primary strategies in plants and itsrelevance to ecological and evolutionary theory. Amer. Nat., 111: 1169=1194GUILLARD, R. R. L. & LORENZEN, C. J. (1972). Yellow-green algae with chlorophyllidaeC. J. Phycol., 8: 10-14GUNN, G. J., RAFFERTY, A. G., RAFFERTY, G. C., COKBURUN, N., EDWARDS, C.,BEATTIE, K. A., CODD, G. A. (1992). Fatal canine neurotoxicosis, attributed to blue-greenalgal (Cyanobacteria). Vet. Rec. 4: 301-302HALLEGRAEFF, G. M. (1993). A review of harmful algal blooms and their apparent globalincrease. Phycologia 32(2): 79-99HARRIS, G. P. & A. M. TRIMBEE. (1986). Phytoplankton population dynamics of a smallreservoir: Physical/biological coupling and the time scales of community change. Journal ofPlankton Research 8: 1011-1025.HECKEY, R. E. & KILHAM, P. (1998). Nutrient limitation the phytoplankton in freshwaterand marine environments: a review of recent evidences of the effects of enrichment.Limnology and Oceanography 37: 796-822HUTCHINSON, G. E. (1957). A treatise on Limnology. Vol. 1. Geography, physico andchemistry. John Wiley and Sons, Inc., New York, 1115pHYENSTRAND, P., BLOMQVIST & PETTERSON, A. (1998). “Factors determiningcyanobacterial success in aquatic systems – a literature review”, Archiv fur HydrobiologieSpecial Issues in Advanced Limnology, vol. 51, p. 41-62ISTVÁNOVICS et al. (2000). Growth and phosphate uptake kinetics of the cyanobacterium,Cylindrospermopsis raciborskii (Cyanophyceae) in through flow cultures. Freshwater. Biol.,43:257-275

148ISTVÁNOVICS V., SOMLYOD, Y L. & CLEMENT, A. (2002). Cyanobacteria mediatedinternal eutrophication in shallow Lake Balaton after load reduction. Water Res. 36 : 3314–22.JARDIM, F. A. (2001). Primeira detecção de cianobactérias tóxicas em uma represa daCEMIG - São Simão MG/GO. In: Congresso Brasileiro de Limnologia, 8., 2001, São Pessoa.Resumos... João Pessoa: Sociedade Brasileira de Limnologia. P.111:KARR J.R. (1991). Biological integrity: a long-neglected aspect of water resourcemanagement. Ecol. Appl., 1 (1): 66-84.KLUG M.J. & TIEDJE J.M. (1993). Response of microbial communities to changingenvironmental conditions: chemical and physiological approaches. pp. 371-374. InR.Guerrero and C. Pedros-Alio (eds.), Trends in Microbial Ecology, Spanish Society forMicrobiology, Barcelona, Spain.KOMÁREK, J. (1991). A review of water-bloom forming Microcystis species, with regard topopulations from Japan. Algological studies. Stuttgart, 64: 115-127KOMÁREK, J., KOMÁRKOVÁ-LEGNEROVÁ, J., SAT’ANNA, C. L., AZEVEDO, M. T.P. & SENNA, P. A. C. (2002). Two common Microcystis species (Chroococcales,Cyanobacterial) from Tropical America, including M. panniformis sp. nov, CryptogamieAlgogie 23:159-177KOMÁREK, J. (2003). Coccoid and colonial cyanobacteria. In: WEHR, J. D. & SHEALTH,R. G. (eds) Freshwater algae of North America. Ecology and classification. Pp. 59-116.Academic Press.KOMÁRKOVÁ, J., FAINA, R. & PARIZEK, J. (1986). Influence of the water-shed andfishstock upon the fish pond biocenoses. Limnologica 17: 335-354.KOMÁRKOVÁ, J. (1998). Fishstock as a variable modifying trophic pattern ofphytoplankton. Hydrobiologia 369/370: 139-152.KOMÁRKOVÁ, J. (1998). The tropical planktonic genus Cylindrospermopsis (Cyanophytes,Cyanobacteria). In : Proceedings of 4th Latin-american Congress of Phycology. - (Ed.Azevedo, T. de Paiva). - São Paulo, Secretaria do Meio Ambiente do Estado. 14: 327-340.KOROLEFF, F. (1976). Determination of nutrients. In: Grasshoff, K. (ed.) - Methods ofseawater analysis. Verlag Chemie Weihein, p.117-181LIMA, D. (2004). Análise da composição, abundância da comunidade fitoplanctônica nosreservatórios do sistema em cascata do médio e baixo Tietê-SP. 312p. Tese (Doutorado( -Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo, São Calos.LIND, O. T., TERREL, T. & KIMMEL, B. (1993). Problems in reservoir trophic stateclassification and implications for reservoir management. In: Straskraba, M.; Tundisi, J. G.;Ducan, A. (ed). Comparative reservoirs limnology and water quality management. Dordrecht:Kluwer Academic. P. 57-67LORENZEN, C. J. (1967). Determination of chlorophyll and pheopigments:spectrophotometric equations. Limnol. Oceanog. 12 (2): 343-346

149LUND, J. W. G. (1965). The ecology of the freshwater phytoplankton. Biological Reviews40: 231-293MAHMOOD, N. A., CARMICHAEL, W. W. (1987). Anatoxin-a(s), an anticholinesterasefrom the cyanobacterium Anabaena flos-aquae. NRC 17-525. Toxicon 25: 1221-1227MARGALEF, R. (1978). Life-forms of phytoplankton as survival alternatives in an unstableenvironment. Oceanologica Acta 1: 493-509.MARGALEF, R. (1983). Limnologia. Barcelona: Ediciones Omega S. A., 1010p.MATSUZAKI, M., MUCCI, J. L. N. & ROCHA, A. A. (2004). Phytoplankton community ina recreational fishing lake, Brazil. Revista de Saúde Pública. V. 38, n. 5, p. 679-686MERILUTO, J., LAWTON, L. & HARADA, K. I. (2000). Isolation and detection ofmicrocystins and nodularins, cyanobacterial peptide hepatoxinas. Methods in molecularbiology 145: 65-87MURPHY, J. & RILEY, J. P. (1962). A modified single solution method for thedetermination of phosphate in natural waters. Analytica Chimica Acta, 27: 31-36NAKANO, S.et al. (2001). Cyanobacterial blooms in a shallow lake: A large-scale enclosureassay to test the importance of diurnal stratification. Archiv für Hydrobiologie 150: 491-509.OLIVER, R. L. & GANF, G.G. (2000). Freshwater blooms. In: WHITTON, B. A. & POTTS,M. (EDS). The Ecology of Cyanobacteria. Kluwer Academic Publishers, Dordrecht: 149-194.OSHIMA, Y. (1995). Post-column derivatization HPLC methods for paralytic shellfishpoisons. In Hallegraeff, G. M., Anderson, D. M. & Cembella, A. D. [Eds.] Manual onHarmful Marine Microalgae. Intergovernmental Oceanographic Commission Manuals andGuides No. 33. UNESCO, Paris, pp. 81–94.PADISÁK, J., THÓTH, G., RAJCZY, M. (1988). The role stoms in the summer succession offitoplâncton in a shallow lake (Lake Balaton, Hungary). Journal of Plankton Research.Oxford, v. 10, n. 2, p. 249-265, Mar.PADISÁK, J., REYNOLDS, C. S. (1998). Selection of phytoplankton associations in lakeBalaton, Hungary in response to eutrophication and restoration measures, with specialreference to the cyanoprokaryotes. Hydrobiologia. Dordrecht. V. 384, p.41-53PAERL, H. W. (1988). Growth and reproductive strategies of freshwater blue-green algae(cyanobacteria). In: Sandgren, C. D. ed. Growth and reproductive strategies of freshwaterphytoplankton. Cambridge Univ. Press, 261-305PAYNE, A. I. (1986). The ecology of tropical lakes and rivers. New York: John Wiley &Sons.PEREIRA, P. et al. (2003). Análise da distribuição, densidade e diversidade de Calanoida eCyclopoida nos reservatórios e tributários do médio e baixo Tietê e sua relação comcaracterísticas limnológicas do sistema. 289p. Tese (Doutorado) – Escola de Engenharia deSão Carlos, Universidade de São Paulo, São Carlos.

150PINTO-COELHO, R. M. 2004. O aporte de fósforo e a presença de cianobactérias noreservatório de São Simão. Relatório Final 6, 225p.PORTER, K. G. (1977). The plant-animal interface in freshwater ecosystems. Amer. Society.,65: 159-170RAVEN, J. A. (1998). The twelfth Transley lecture. Small is beautiful: the picoplancton.Funct. Ecol. 12: 503-513ROBARTS, R. D. & ZOHARY, T. (1992). The influence of temperature and light on theupper limit of Microcystis aeruginosa production in a hypertrophic reservoir, Journal ofPlankton Research, v. 14, no.2, 235-247REYNOLDS, C.S. & WALSBY, A.E. (1975). ‘’Water-blooms’’. Biological Review, vol. 50,p. 437- 481.REYNOLDS, C. S. (1984). The Ecology of Freshwater Phytoplankton. Cambridge UniversityPress. 384p.REYNOLDS, C. S., PADISÁK, J., SOMMER, U. (1993). Intermediate disturbance in theecology of fitoplâncton and the maintenance of species diversity: a synthesis. Hidrobiologie.Dordrecht. V. 249. n.1/3, p. 183-188, Jan.ROLAND, A., BIRD, D. F. & GIANI, A. (2005). Seasonal changes in composition of thecyanobacterial community and occurrence of hepatotoxic blooms in the eastern townships,Québec, Canada, Journal of Plankton Research, V. 27, p. 683-694ROS, J. (1979). Práticas de Ecologia. Barcelona: Ediciones Omega, SA.ROTT, E. (1981). Some results from phytoplankton counting intercalibrations. Schweiz. Z.Hydrobiol., 43: 34-62ROUND, F. E. (1971). The taxonomy of the Chlorophyta 2. British Phycological Journal.London, v. 6: 235-264SAKER, M. L.; GRIFFITHS, D. J. (2001). Occurrence of blooms of the cyanobacteriumCylindrospermopsis raciborskii (Woloszynska) Seenayya and Subba Raju in a northQueensland domestic water supply. Marine and Freshwater Research.Melbourne. v. 52, n. 6,p. 907-915SANDES, M. A. L. (1990). Flutuação de fatores ecológicos e composição da biomassa dofitoplâncton em curto período de tempo no Reservatório Álvaro de Souza Lima (Bariri-SP).São Carlos. 122p. (Dissertação de Mestrado. EESC – USP).SANDES, M. A. L. (1998). Estudos ecológicos em florescimento de Microcystis(Cyanobacteria – Cyanophyceae) e interações com a flora bacteriana na Represa de BarraBonita – Médio Tietê/SP. Tese de Doutorado, Universidade de São Paulo, São Carlos. 242p.composição da biomassa do fitoplâncton em curto período de tempo no Reservatório Álvarode Souza Lima (Bariri-SP). São Carlos. 122p. (Dissertação de Mestrado. EESC – USP).

151SANT’ANNA, C. L. 1991. Two new taxa of Anabaena and other Nostocaceae(Cyanophyceae) from state of São Paulo. Southeastern Brazil. Archiv, fur Hydrobiologie –Stuttgart. Suppl 92, p. 527-545. Dec.SANT’ANNA, C. L. 1991. Cyanophyceae marinhas bentônicas da região de Ubatuba, SP,Brasil. Hoehnea 24: 57-74.SANT’ANNA, C. L., SORMUS, L, TUCCI, A. & AZEVEDO, M. T.P. (1997). Variaçãosazonal do fitoplâncton do Lago das Garças, São Paulo. SP. Hoehnea, São Paulo, v. 24, p. 67-86SANT’ANNA, C. L. & AZEVEDO, M. T. P. (2000). Contribution to the knowledge ofpotentially toxic cyanobacteria from Brazil. Nova hedwigia, 71: 359-385SANT’ANNA, C. L., AZEVED, M. T. P., SENNA, P. A. C., KOMÁREK, J. &KOMÁRKOVÁ, J. (2004). Planktic Cyanobacteria from São Paulo State, Brazil:Chroococcales. Revta Bras. Bot., 27(2): 213-227.SCHEFFER, M., S. RINALDI, A. GRAGNANI, L. R. MUR et E. H. VAN NES. (1997). Onthe dominance of filamentous Cyanobacteria in shallow, turbid lakes. Ecology 78: 272-282.SHAPIRO, J. (1973). Blue-green algae: why they become dominant? Science, 179: 382-384.SHAPIRO, J. (1984). Blue-green dominance in lakes: the role and management significanceof pH and CO2. Internationale Revue der Gesamenten Hydrobiologie, 69: 765-780SHAPIRO, J. (1990). Current beliefs regarding dominance by blue-green: the case for theimportance of CO2 and pH. Verh. Internat. Verein. Limnol., 24: 38-54SHAPIRO, J. (1997). The role of carbon dioxide in the initiation and maintenance of bluegreendominance in lakes. Freshwater Biol. 37: 307-323.SHEN, H. & SONG, L. (2007). Comparative studies on physiological responses tophosphorus in two phenotypes of bloom-forming Microcystis. Hydrobiologia 592: 475-486SKULBERG, O. M., CODD, G. A., CARMICHAEL, W. W. (1984). Toxic blue-green algalblooms in Europe: a growing problem. Ambio 13: 244-247SIMONSEN, R. (1979). The diatom system: ideas on phylogeny. Bacillaria, Lenhre, v. 2, p.9-71.SMITH, V. H. (1983). Low nitrogen to phosphorus ratios favor dominance by blue-greenalgae in lake phytoplankton. Science, 24: 669-671SMITH (1986). Light and nutrient effects on the relative biomass of blue-green algae in lakephytoplankton. Canadian journal of fisheries and aquatic sciences 43: 148-153.SNOEYINK, V. L. & JENKINS, D. (1980). Water Chemistry. New York: John Wiley &Sons.SOUZA, R. C. R., CARVALHO, M. C., TRUZZI, A. C. (1998). Cylindrospermopsisraciborskii (Wolosz.) Seenaya and Subba Raju (Cyanophyceae) dominance and a contribution

152to the knowledge of Rio Pequeno Arm, Billings reservoir, Brazil. Environ. Toxicol. WaterQual. 13: 73-81STAUFFER, R. E. (1982). Wind stress effects on chlorophyll distribution in stratifiedeutrophic lakes. Limnology and Oceanography 27: 66-74.STEINBERG, C. E. W. & HARTMANN, H. M. (1988). Plankton bloom-formingcyanobacteria and the eutrophication of lakes and rivers. Freshwater Biol. 20: 279-287STRASKRABA, M. & TUNDISI, J. G. (2000). Directrizes para o gerenciamento de lagos:Gerenciamento da qualidade da água de represas. V. 9. Tradução de Dino Vnnucci. CNPQ,ILEC, IIE, 280P.TALAMONI, J. L. B. (1995). Estudo comparativo das comunidades planctônicas de lagoas dediferentes graus de trofia e uma análise do efeito de Microcystis aeruginosa (Cyanophyceae)sobre algumas espécies de microcrustáceos. Tese de Doutorado – Universidade Federal deSão Carlos, São CarlosTEIXEIRA, M. G. L. C., COSTA, M. C. N., CARVALHO, V. L. P., PEREIRA, M. S.,HAGE, E. (1993). Gastroenteritis epidemic in the area of the Itaparica Dam, Bahia, Brazil,Bulletin of the Pan American Health Organization 27: 244-253TISDALE, E. (1931). Epidemic of intestinal disorders in Charleston, WVa, occurringsimultaneously with unprecedented water supply conditions. Am. J. Public Health 21: 198-200.TOLEDO, A. P.; AGUDO, E. G.; TALARICO, M.; CHINEZ, S. J. (1983). A aplicação demodelos simplificados para a avaliação do processo da eutrofização em lagos e reservatóriostropicais, 12 Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental, nov.TOLEDO, A. P.; AGUDO, E. G.; TALARICO, M.; CHINEZ, S. J. (1990). A aplicação demodelos simplificados para a avaliação do processo da eutrofização em lagos e reservatóriostropicais, 12 Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental, novTOTTH, L. G. & PÁDISAK, J. (1986). Meteorological factors affecting the bloom ofAnabaenopsis raciborskii Wolosz. (Cyanobacteria: Hormogonales) in the shallow lakeBalaton, Hungary, J. Plankton Res. 8: 63-353UTERMÖHL H. (1958). Zur Vervollkommnung der quantitativen Phytoplankton-Methodik.InternationaleVereinigung für theoretische und Angewandte Limnologie - Mitteilungen 9 : 1-38.VARIS, O. (1988). Temporal sensitivity of Aphanizomenon flos-aquae dominance - awholelake simulation study with input perturbations. Ecological Modelling 43: 137-153.VARIS, O. (1993). Cyanobacteria dynamics in a restored Finnish lake: A long termsimulation study. Hydrobiologia 268: 129-145.VARISVINCENT, W. F. (1989). Cyanobacterial growth and dominance in two eutrophiclakes: Review and synthesis. Archiv für Hydrobiologie, Ergebnisse der Limnologie 32: 239-254.

153VOLLEINWEIDER, R. A. (1968). Scientific fundamentals of the eutrophication of lakes andflowing waters with particular reference to nitrogen and phosphorus as factors ineutrophication, Organ. Econ. Coop. Dev. Paris tech Report M. DAS/CSI/68.27, 159pp.Mimeo.WATERBURY, J. B., WATSON, S. W., VALOIS, F. W., FRANKS, D. G. (1986).Biologicaland ecological characterization of the marine unicellular bacterium Synechococcus. InPLATT, T., LOE, W. K. W. (EDS). Photosynthetic picoplancton. Can. Bull. Fish. Aquat. Sci.214: 71-120WELCH, P. S. (1948). Limnological methods. Philadelphia: Blakiston Company, 381p.WETZEL, R. G. (1975). Limnology. – W. B. Sanders Comp. Philadelphia. London –Toronto, 743pp.WETZEL, R. G. (1981). Limnologia. Barcelona: Editiones Omega, S. A.WETZEL, R. G. & LIKENS, G. E. (1991). Limnological analyses. 2 ed. New York: Springer-Verlag, 391p. Cap. 12. Benthic fauna of lakes.WHITTON, B. A. & POTTS, M. (2000). Introduction to the cyanobacteria. P. 1-11. InWhitton, B. A., Potts, M. (ed.). The ecology of cyanobacteria. Kluwer Academic Publishers.Dordrecht.YUNES, J. S.; SALOMON, P. S., MATHIENSEN, A., BEATTIE, K. A., RAGGETT, S. L.,CODD, G. A. (1996). Blooms of cyanobacteria in the Patos Lagoon estuary, in SouthernBrazil. J. Aquatic Ecosystem Health, 5: 223-229YU, S. (1995). Primary prevention of hepatocellular carcinoma. J. Gastroenterology.Hepatology. 10: 674-682ZOHARY, T. & C. M. BREEN. 1989. Environmental factors favouring the formation ofMicrocystis aeruginosa hyperscums in a hypertrophic lake. Hydrobiologia 178: 179-192.ZOHARY, T. &. ROBARTS, R. D. (1989). Diurnal mixed layers and the long-termdominance of Microcystis aeruginosa. Journal of Plankton Research 11: 25-48.

154Capítulo 2: Crescimento e produção de toxinas de Anabaena circinalis,Cylindrospermopsis raciborskii e Microcystis panniformis sob condiçõesexperimentaisResumoAs florações de algas e cianobactérias são eventos de multiplicação e acumulação dessesorganismos de vida livre em ambientes de água doce e marinha, apresentando um aumentosignificativo da biomassa de uma ou poucas espécies, em períodos de horas a dias. Emboraestes eventos ocorram naturalmente nos sistemas aquáticos, há evidências no mundo inteirode um aumento de proliferação associado às condições de eutrofização dos corpos de água.No reservatório de São Simão, situado no Rio Paranaíba, na divisa entre Minas Gerais e Goiás(19°01'05'' S e 50°29'57'' W), florações de cianobactérias já foram registrados em diversasocasiões. Em março de 2005 foi iniciado um projeto de monitoramento, em colaboração coma Companhia Energética de Minas Gerais - CEMIG. Análises das amostras de águamostraram a ocorrência de dois gêneros de cianobactérias, Anabaena e Microcystis. Clonesmonoespecíficas de espécies pertencentes aos dois gêneros (A. circinalis e M. panniformis)foram isoladas e cultivadas em laboratório. Uma terceira espécie, Cylindrospermopsisraciborskii, isolada de Lagoa Santa foi utilizada nestes experimentos, por ser considerada umaespécie potencialmente invasora em diversos ambientes no Brasil e no exterior, e por aindanão ter aparecido nos sistemas aquáticos do rio Paranaíba. Foram então conduzidosexperimentos em culturas do tipo “batch”, em erlenmeyers de 250mL contendo 100mL demeio WC, a 20°C sob iluminação fluorescente e com fotoperíodo 12:12 horas. O objetivo foio de determinar os efeitos da temperatura e limitação de nitrogênio e fósforo sobre ocrescimento das três espécies. As colônias foram expostas aos seguintes tratamentos: a) 164µmol, 16,4 µmol, 0 µmol de N-NO3; b) 8,89 µmol, 0,89 µmol e 0,09 µmol de P-PO4; c)temperatura de 20ºC e 28ºC. Todos os tratamentos foram realizados em triplicata. Osresultados apontaram para maior habilidade de A. circinalis em crescer em condições delimitação de nitrogênio. Cylindrospermopsis raciborskii teve um bom desenvolvimento emelevada temperatura, enquanto Microcystis panniformis mostrou uma diminuição do seucrescimento à temperatura de 28 o C. Os resultados obtidos neste trabalho poderão serutilizados para explicar a ocorrência e o desaparecimento das espécies no ambiente natural.Palavras-chave: Anabaena, Cylindrospermopsis, Microcystis, nitrogênio, fósforo,temperatura, crescimento.

155AbstractBlooms of algae and cyanobacteria are events of multiplication and accumulation of theseorganisms in freshwater and marine environments, showing a significant increase in biomass,of a few species, in a period of times or days or hours. Although these events occur naturallyin aquatic systems, there is evidence of a worldwide increase of proliferation associated withincreased eutrophic conditions of water bodies. In the São Simão reservoir, located in RioParanaíba, between MG/GO (19° 01'05''S and 50° 29'57''W), cyanobacteria blooms have beenrecorded on several occasions. In March 2005 a collaboration project with the CEMIG (PowerSupply Company of Minas Gerais) started. Analysis of water samples showed the presence oftwo dominant genera of cyanobacteria, Anabaena and Microcystis. Clones of speciesbelonging to the two genera (Anabaena circinalis, Microcystis panniformis) were isolated andgrown in the laboratory. A third species, Cylindrospermopsis raciborskii, isolated from otherlake, was also used because it is known as a potentially invasive species in several freshwaterenvironments in Brazil and around the world, and it has not yet been recorded in any aquaticsystem along the Paranaíba river. Experiments were performed in batch cultures, in 250 mLerlenmeyers containing 100 ml of medium WC, at 20 °C under fluorescent light andphotoperiod of 12:12 hours. The objective of this work was to determine the effects oftemperature and nitrogen or phosphorus limitation on the growth of Anabaena circinalis,Cylindrospermopsis raciborskii and Microcystis panniformis. The species were exposed to thefollowing treatments: 164 µmol, 16.4 µmol, 0 µmol of N-NO3; 8. 89 µmol, 0.89 µmol and0.09 µmol de P-PO4; temperature of 20 °C and 28ºC. All treatments were performed intriplicate. The results pointed to a higher ability of A. circinalis to grow on limiting nitrogenconditions. Cylindrospermopsis raciborskii was able to grow well at higher temperature.Opposite to C. raciborskii, Microcystis panniformis showed lower growth at 28ºC. The resultspresented in this work may help explaining the seasonal occurrence and the disappearance ofcyanobacteria species in the environment.Keywords: Anabaena, Cylindrospermopsis, Microcystis, nitrogen, phosphorus, temperature,growth.

1561.1 IntroduçãoA diversificação dos usos, o despejo de resíduos líquidos e sólidos em rios, lagos erepresas, e a destruição das áreas alagadas e das matas galeria, têm produzido a deterioraçãocontinua e sistemática e perdas elevadas da qualidade da água (Tundisi, 2003). A contínuadescarga de efluentes, de atividades agropecuárias e da expansão urbana geram um aumentoda concentração de nutrientes, especialmente o aporte de fósforo e nitrogênio, nosecossistemas aquáticos, que tem como conseqüência o aumento de sua produtividade(Esteves, 1998; Carpenter et al., 1998). O aumento desta eutrofização leva, geralmente, a umaperda de diversidade e ao crescimento intenso de algumas espécies de algas planctônicas,formando o que é conhecido como florações. Dentre elas, destaca-se o grupo dascianobactérias. É freqüente o registro da dominância de cianobactérias em florações emreservatórios, lagos e lagoas costeiras brasileiras eutrofizadas (Huszar & Silva, 1999;Komárek, 2003).Além dos desequilíbrios ecológicos relacionados do ponto de vista de perda dediversidade e alterações ao longo da cadeia trófica, as florações de cianobactérias representamum problema para a qualidade de água e têm causado impactos ligados à saúde humana. Umdos maiores problemas está no fato de que muitas cianobactérias são potencialmenteprodutoras de substâncias tóxicas, as cianotoxinas, substâncias hepatotóxicas ou neurotóxicas.Esses compostos não atingem apenas os organismos aquáticos, mas também animaisterrestres, uma vez que podem ser acumuladas na rede trófica, ocasionando diferentessintomas de intoxicação e efeitos crônicos, muitas vezes difíceis de serem diagnosticados(Bittencourt-Oliveira & Molica, 2003). Segundo Sivonen & Jones (1999) as cianotoxinasfazem parte das constantes preocupações de várias companhias de abastecimento público deágua de todo mundo.Respostas fisiológicas de cianobactérias a condições ambientais específicas podemestimular e desencadear sua floração, mas tais correlações não foram definitivamentecomprovadas por dados de campo. Dentre os gêneros mais freqüentemente observados nasflorações de cianobactérias no Brasil, destacam-se Microcystis, Anabaena eCylindrospermopsis, descritos na literatura como potencialmente produtores de toxinas(Carmichael, 1994). Florações tóxicas desses gêneros já foram registradas em ecossistemasaquáticos brasileiros (Azevedo & Carmouze, 1994; Bouvy et al., 1999; Magalhães &Azevedo, 1999).

157Nitrogênio e fósforo são essenciais ao crescimento de organismos fotossintetizantes,sendo considerados macronutrientes (Reynolds, 1984). O aumento de fósforo parecefavorecer o crescimento de cianobactérias com relação a outros grupos de organismos (Lee etal. 2000, Downing et al., 2001, Giani et al., 2005). Os mesmos autores também mostraramque o efeito do aumento do nitrogênio pode ser importante para explicar o aparecimento deflorações de cianobactérias. Por outro lado, diversas espécies podem ter respostas diferentes aestes parâmetros.A disponibilidade de um nutriente para suportar o crescimento é determinada por suaconcentração no ambiente e pela habilidade dos organismos fitoplanctônicos de acumulá-lo(Riegman & Mur, 1986). Por mais de 50 anos têm sido realizadas investigações a respeito dosefeitos dos nutrientes (N e P) na abundância e composição do fitoplâncton (Xie et al., 2003).As respostas do fitoplâncton dependem, entre outros fatores, das adaptações ecofsiológicas.Neste sentido, estudos experimentais sobre a ecofisiologia do fitoplâncton com culturas delaboratório são importantes, pois permitem o conhecimento sobre as estratégias e fatores queestimulam a resposta adaptativa das espécies, tornando as extrapolações para a natureza aindamais realista (Zevenboom, 1987).A razão N:P pode afetar a composição de espécies de lagos de água doce. Smith(1983) notou que cianobactérias dominaram a população do fitoplâncton em lagos onde estarazão molar foi mais baixa do que 29. Em lagos eutróficos do Oeste do Canadá, uma duraçãocurta de baixas razões N:P (1:6) desencadeou o aparecimento de florações de cianobactériasfixadoras de N 2 (Barica, 1994).Com relação a temperatura, sabemos que regula e controla todo o metabolismocelular. Todas as espécies possuem suas ótimas de temperatura, e temperaturas mais elevadasgeralmente significam taxas de duplicação mais rápidas, afetando todo o metabolismo celular,incluindo a absorção de nutriente, até um valor máximo suportado por cada espécie (Goldman& Carpenter, 1974, Konopka & Brock, 1978).Neste estudo, foi utilizada uma abordagem experimental em laboratório, e foramavaliadas certas condições ambientais susceptíveis de estimular uma floração de A. circinalis,C. raciborskii e M. panniformis, espécies isoladas de amostras provenientes de corpos d’águaem Minas Gerais. Anabaena circinalis (Rabenhorst ex Bornet et Flahault) e Microcystispanniformis (Komárek et al., 2002) foram isoladas a partir de amostras de água coletadas noreservatório de São Simão localizado na divisa entre os Estados de Minas Gerais e Goiás(19º01’05’’ S e 50º29’57’’ W).

158Foram escolhidas tanto por representarem espécies fitoplanctônicas presentes, e asvezes até dominantes naquele ambiente, como pelo seu potencial de produção de toxinas.Cylindrospermopsis raciborskii (Woloszynska) Seenayya et Subba Raju, foi isoladaem Lagoa Santa, lago natural raso situado a 740 m de altitude e localizado na região dedomínio do Cerrado (19º38’ S e 43º53’ W), Estado de Minas Gerais, e foi escolhida por seruma espécie conhecida como invasora, capaz de dominar a comunidade fitoplanctônica(Figueredo et al. 2007). Cylindrospermopsis raciborskii ocupou rapidamente larga áreageográfica, sendo amplamente distribuída (Pádisak, 1997), ocorrendo num grande número delagos, reservatórios e rios tropicais e vem se tornando uma das espécies de cianobactérias demaior interesse, em parte pelo seu potencial de produzir toxinas e formar extensas (Padisák,1997) em muitos corpos d’água ao redor do mundo (Branco & Senna, 1994; Dokulil &Mayer, 1996; Chapman & Schelski, 1997; Hawkins et al., 1985; Lagos et al., 1999; Humpageet al., 2000). Embora tenha sido originalmente observado somente em estudos sistemáticos, edescrita como uma espécie tropical a subtropical, cada vez mais há evidências de sua presençaem países temperados (Hungria: Tóth & Pádisak, 1986, 1997; Pressing et al., 1996, Borics etal., 2000; Áustria: Dokulil & Mayer, 1996; França: Coute et al., 1997, Briand et al., 2002 eAlemanha: Krienitz & Hegewald, 1996, Fastner et al., 2003).1.2 HipóteseQual a importância relativa da disponibilidade de nitrogênio, fósforo e temperaturapara o incremento do crescimento de populações de cianobactérias em ambientes aquáticosartificiais meso-eutróficos?A hipótese mais aceita é que o aumento da concentração do nitrogênio e do fósforo,da redução da razão N:P e da disponibilidade de temperatura, leva ao aumento da biomassacelular e da densidade de populações de cianobactérias e cada espécie responde de formadiferente. E o enfoque deste capítulo foi testar essa hipótese examinando em condiçãoexperimental de laboratório com temperatura, nitrogênio e fósforo, para adquirir umentendimento melhor dessas condições que poderiam ter estimulado o incremento deAnabaena circinalis, Cylindrospermopsis raciborskii e M. panniformis, isoladas em corposd’água do Estado de Minas Gerais: reservatório de São Simão e Lagoa Santa.

1591.3 ObjetivosEste estudo teve como objetivo avaliar, em condições experimentais de laboratório,as respostas de A. circinalis, C. raciborskii e M. panniformis a três variáveis ambientais(temperatura e concentrações de nitrogênio e fósforo) em termos de taxas de crescimento eprodução de cianotoxinas.2 Material e Métodos2.1 Espécies de Cianobactérias EscolhidasForam selecionadas três linhagens de cianobactérias Anabaena circinalis,Microcystis panniformis e Cylindrospermopsis raciborskii. Estas espécies foram isoladas emantidas em cultivos unialgais e pertencem ao banco de culturas de microalgas ecianobactérias de água doce do laboratório de Ficologia, do Departamento de Botânica daUFMG, com os respectivos códigos: A. circinalis (100-Ana c), M. panniformis (99-Mic p) eC. raciborskii (39-Cil rac).As coletas foram feitas com rede de plâncton (30 µm) através de arrastos horizontais.Após a coleta, foi feita a distribuição em tubos de ensaio contendo o meio WC (Guillard &Lorenzen, 1972), com e/ou sem nitrogênio. Os tubos foram mantidos sob refrigeração durantea coleta e o transporte até o laboratório.No laboratório, o isolamento foi feito por meio de lavagens sucessivas das colôniasou filamentos em meio de cultura WC, com o auxilio de micropipetas e microscópio óptico.2.2 Descrição das Espécies EscolhidasPara este trabalho foram desenvolvidos experimentos com as três espécies decianobactérias, as quais são descritas a seguir com as respectivas fotos:- Anabaena circinalis Rabenhorst ex Bornet et Flahault 1888 pertence à divisãoCyanophyta, classe Cyanophyceae, ordem Nostocales, família Nostocaceae, subfamíliaAnabaenoideae e gênero Anabaena.Apresenta tricomas solitários ou emaranhados,espiralados, sem envelope mucilaginoso ou muito estreitos; espiras regulares ou não, 50-70µm de diâmetro, 20-30 µm de distância umas das outras, relação diâmetro/distância dasespiras 2-2,5:1; células em forma de barril até esféricas, 6,6-8,2 (9,9) µm de diâmetro; células

160apicais arredondadas. Os heterocitos e acinetos são células diferenciadas que têm as funçõesde fixação de N 2 e de esporo de resistência, respectivamente; heterocitos esféricos, 9-10 µmde diâmetro; acinetos arredondados, 9-10 µm de diâmetro, 14-16 µm de comprimento;conteúdo celular verde-azulado granuloso, com aerótopos. As populações são encontradas emáguas doces na maioria dos casos, e podem causar “blooms” superficiais, devido a presençade vacúolos de gases. Também é uma espécie capaz de produzir toxinas. Ocorrência noBrasil: Plâncton de lagos, tanques, reservatórios e rios.Anabaena circinalis com heterocito- A Cyanobacteria Cylindrospermopsis raciborskii (Woloszynska) Seenayya etSubba Raju (1972) é uma cianofícea filamentosa (Divisão Cyanophyta, ClasseCyanophyceae), pertencente à ordem Nostocales, à Família Nostocaceae e GêneroCylindrospermopsis, tem aumentado sua presença em água doce por todo o mundo.Esta espécie é de grande importância devido a sua mais conhecida capacidade paraformar florações e produzir um alcalóide hepatotóxico, cilindrospermopsina. A espécie écaracterizada por apresentar tricomas isopolares, solitários, cilíndricos, retos ou ligeiramentecurvados, estreitos nas extremidades, não ou levemente constritos, (90) 100-160µm decomprimento, sem envelope mucilaginoso, (1,2) 1,9-3,1 (3,3)µm de diâmetro; células 1-2,3vezes mais longas que largas, (3,7) 4,3-7(10)µm de comprimento; células apicais cônicasarredondadas,cilíndricas-arredondadas, pontiagudas; conteúdo celular verde-azulado,numerosos aerótopos; heterocitos terminais, solitários, cônico-alongados, arredondados nasextremidades, 7-9µm de comprimento, 2,5-3µm de largura; acinetos cilíndricos, arredondadosnas extremidades, intercalares, distantes 2-3 células das extremidades, 4-4,3µm de diâmetro,10-11µm de comprimento. Ocorrência no Brasil: Plâncton de lagos, reservatórios e rios.Tem habitado diferentes ambientes aquáticos, desde o reservatório oligotróficoKareba, no hemisfério sul, a pequenos, rasos e hipereutróficos reservatórios do hemisférionorte (Padisák, 1997). Independente da latitude, populações de C. raciborskii crescem eaumentam apenas em águas quentes (>25ºC). Conseqüentemente pode manter grandes

161populações durante todo o ano, em águas permanentemente quentes, enquanto que suapresença está restrita a menores períodos em direção às altas latitudes. Assim, em regiõestemperadas ocorre exclusivamente nos períodos mais quentes do ano, sendo sensíveis àscondições meteorológicas (Padisák, 1997).O aparecimento desta espécie em lagos naturais ou artificiais tem sidofreqüentemente seguido de florações durante as quais há picos de densidade com cerca de108-109 filamentos.L -1 (Padisák, 1997). A ocorrência de C. raciborskii em ambientes rasossem estratificação duradoura foi registrada em ambientes tropicais e subtropicais (Bouvy etal., 1999; Marinho & Huszar, 2002). A temperatura parece ser o fator mais importante para oaparecimento e o desenvolvimento da espécie.Exposição de luz acima de 120-150µmol photons m -2 s -1 foi inibitório para culturasde C. raciborskii (Shafik et al., 1997). Fotoinibição foi observada numa densidade de fótonsacima de 70-240 µmol photons m -2 s -1 em um lago raso Australiano (Dokulil & Mayer, 1996).Cylindrospermopsis raciborskii com heterocito- Microcystis panniformis Komárek et al., 2002, Cryptogamie Algologie 23, pertenceà divisão Cyanophyta, classe Cyanophyceae, ordem Chroococcales, à família Microcystaceaee gênero Microcystis. Esta espécie foi primeiramente descrita por Komárek apud Sant’Anna.(2004) e antes dessa descrição, M. panniformis foi provavelmente identificada como M.aeruginosa. A característica principal dessa espécie é que formam colônias micro oumacroscópicas, arredondadas, irregulares, alongadas, não clatradas, 51 – 443µm decomprimento, 31 – 292µm de largura; mucilagem hialina, inconspícua; células esféricas,densamente arranjadas na colônia, contorno firme ao redor da colônia, (2,7) 3 – 4 (4,6) µm dediâmetro; conteúdo celular verde-amarronzado, com aerótopos. Ocorrência no Brasil:Plâncton de tanques eutróficos, lagos e reservatórios.

162Microcystis panniformis2.3 Cultivo de Anabaena circinalis, Cylindrospermopsis raciborskii eMicrocystis panniformisO meio de cultura utilizado foi elaborado a partir do meio WC (Guillard & Lorenzen,1972) de composição definida proveniente do meio de uso rotineiro no laboratório deFicologia da UFMG e amplamente utilizado em experimentos com cianobactérias. As culturasestoque das três espécies estudadas foram crescidas em erlenmeyers de 250 mL, previamenteautoclavados à 120ºC por 15 minutos, contendo 100 mL de meio WC, hermeticamentefechados e devidamente etiquetados (Guillard & Lorenzen, 1972), pH 7,2. O cultivo foimantido em uma sala climatizada, sobre bancadas, sob condições controladas de laboratório, auma temperatura de 20º (±2ºC), com intensidade luminosa constante de (75 µmol photons m -2s -1 ; luz branca proveniente de conjunto de lâmpadas fluorescentes de 40 W, posicionadas noalto das bancadas e regime do fotoperíodo claro/escuro de 12:12 horas), regulado e controladopor timer.Antes do início dos experimentos, inóculos iniciais contendo o mesmo número detricomas ou colônias foram retiradas das culturas de meio WC completo e adicionados àsculturas experimentais mantidas em meio WC com 164µmolN, 16,4µmolN e 0 µmolN,8,89µmolP, 0,89µmolP e 0,9µmolP. As culturas tinham sido mantidas por um período de setedias para adaptação em cada uma das concentrações acima, com um repique, para assegurar oequilíbrio do estoque intracelular de nitrogênio e fósforo antes do início dos experimentos. Asconcentrações de nitrogênio e fósforo do experimento foram escolhidas de modo abrangeruma faixa ampla, de bem baixas (próximos a zero) até bastante elevadas.Para o experimento de crescimento, as células foram transferidas para frascos do tipoerlenmeyer de 250 mL contendo 100 mL do meio WC, e expostas a uma irradiância de 75µmol photons m -2 s -1 em 20 ºC.

163Para determinar o efeito da temperatura e da razão N:P sobre o crescimento dasculturas das cepas estudadas, e para manutenção do equilíbrio iônico do meio WC, o NaNO 3 eo KH 2 PO 4 foram substituídos pelas soluções de NaCl e KCl respectivamente, em quantidadeequivalente ao NaNO 3 e ao KH 2 PO 4 que foram omitidos como condição limitante. Cadaexperimento foi realizado em triplicata e repetido, no mínimo duas vezes.As células crescidas foram inoculadas aos tratamentos (10 mL) em meio WCcontendo várias razões N:P. Para análise da influência dos fatores ambientais aplicados nesteestudo, as concentrações de nitrogênio e fósforo variaram como apresentado na tabela 1,sendo os tratamentos com 164 µmolN e 8,89 µmolP considerados como controle.2.4 Delineamento Experimental das Espécies EstudadasTabela 1: Delineamento experimental de (Anabaena circinalis, Cylindrospermopsisraciborskii e Microcystis panniformis).Símbolo da fonte Temperatura (ºC) Tratamentode nutriente(em 1000 mL de meio WC) RepetiçõesNaNO 3 20 164 µmol 316,4028 164 µmol 316,40KH 2 PO 4 20 8,89 µmol 30,890,0928 8,89 µmol 30,890,09As culturas foram mantidas em laboratório e as espécies foram individualizadas emfrascos iguais do tipo erlenmeyers de 250 mL de capacidade, todos contendo 100 mL de meiode cultura experimental (Guillard & Lorenzen, 1972), selados com tampões de algodão. Osdesenhos experimentais foram do tipo 2x3 para nutrientes e 1x2 para temperatura, ou seja,foram manipulados dois fatores, NaNO 3 e KH 2 PO 4 com três níveis cada e o fator temperatura

164(ºC) com duas variações (20 e 28 ºC).O experimento foi constituído por uma série de dez culturas em triplicata do tipobatch e foram efetuados em câmara germinadora da marca FANEM ® (São Paulo-BrasilIncubadora para B.O.D. Mod. 347.FG) com fotoperíodo claro/escuro de 12:12 horas, 20ºC eoutra câmara FANEM ® (São Paulo-Brasil, MOD. 347 CDG), 28ºC e intensidade luminosa75µmol photons.m -2 .s -1 , sendo que a cada dia era feito um reposicionamento aleatório dosErlenmeyers para permitir igualar o regime de iluminação e a qualidade de luz recebida e 4vezes ao dia foram homogeneizadas através de agitamento manual, que permitiu intensamistura do meio de cultivo, impedindo um adensamento dos filamentos de A. circinalis, C.raciborskii e das colônias de M. panniformis.Para cada uma das temperaturas testadas foram estabelecidas condições de cultivovariando a disponibilidade de nitrogênio e fósforo. A condição controle foi estabelecida commeio WC na concentração normal utilizada rotineiramente no laboratório. As condições delimitação de fósforo (P-limitado) e limitação de nitrogênio (N-limitado) foram obtidas atravésde substituição por KCl e NACl, respectivamente para o meio WC. Todos os testesexperimentais foram feitos em triplicata2.5 Contagem de Células e Avaliação do CrescimentoA determinação do número de células de cada espécie durante todo o tempo decultivo, que variou entre 6 a 12 dias, foi feita periodicamente. Amostras para contagem decélulas e conseqüente obtenção das médias usadas para gerar curvas de crescimento dasespécies foram obtidas coletando-se a cada dois dias, para experimentos realizados atemperatura de 20ºC, e diariamente, para 28ºC, sempre no mesmo horário. Foram tomadaspequenas alíquotas de amostras de 2 mL sob condições de esterilização e assepsia, na capelade uma câmara de fluxo laminar, próximo da chama do bico de Bunsen e fixadas comsolução de lugol acético. Aproximadamente 400 tricomas ou colônias por amostras foramcontadas com auxílio de uma lâmina hemocitômetro do tipo Fuchs-Rosenthal e microscópioóptico (400 x).Foram também retiradas amostras para quantificação, em análise cromatográfica(CLAE) ou enzimática (ELISA), da concentração das cianotoxinas produzidas, no final decada experimento.

1652.6 Taxas de Crescimento das CianobactériasO crescimento das culturas foi verificado através da densidade celular, e as taxasespecíficas de crescimento (µ dia -1 ) para cada amostra foram estimadas como a inclinação dareta de regressão linear do ln das concentrações celulares (céls.mL -1 ) em função do tempo(dias de cultivo), para a fase exponencial de crescimento das espécies, usando o programaExcel, Microsoft Office 1998. Desta forma, a taxa específica de crescimento (µ) correspondea inclinação da reta, onde y é a concentração celular e x é o tempo do experimento em dias.2.7 Quantificação de Neurotoxinas (Goniautoxinas) em CromatografiaLíquida de Alta Eficiência (CLAE)Somente foi analisada a presença de concentração de goniautoxinas intracelularesGTX-1, GTX-2, GTX-3, GTX-4, GTX-5 e GTX-6, produzidas por Cylindrospermopsisraciborskii, utilizando o método da derivação pós-coluna e de detecção de fluorescênciadescrita por Oshima (1995) e adaptado pra o uso de extratos filtrados. É o métodoconsiderado o mais satisfatório e requer a utilização de três fases móveis diferentes para quese possam analisar as goniautoxinas.No fim de cada experimento, as amostras de todos tratamentos de cultivo paraquantificação de toxinas, foram coletadas e filtradas imediatamente, em duplicata, através defiltros de fibra de vidro WHATMAN, do tipo GF/A, com 47mm de diâmetro e porosidade de1,2µm, com auxílio de uma bomba a vácuo, colocados em tubos, com 16mm de diâmetro,cobertos com papel alumínio e mantidos congelados (-20ºC) até o momento da extração.A extração do material filtrado foi feita nos fragmentos dos filtros, usando pinça etesoura limpos com álcool, colocados em tubos de ensaio e dissolvidos com uma solução de1mL de ácido acético (50mM) e sonificados de 30 a 40 minutos (Microson – Ultrasonic celldisruptor, Model XL 2000, Serial no. M9514, 100 Watts), nível 3, sob banho de gelo paraevitar aquecimento da amostra.O material foi coletado e transferido para tubos de centrífuga e centrifugado a3500rpm, por 10 minutos. O sobrenadante foi transferido para tubos eppendorf e o precipitadofoi novamente extraído com solução de ácido acético e centrifugado sob as mesmas condiçõesanteriores, repetindo-se esse processo por três vezes consecutivas. Os extratos foramguardados em geladeira.

166Com estes extratos foram analisadas a presença de cianotoxinas e a identificação pormeio de cromatografia liquida de alta eficiência (CLAE: HPLC - High Performance LiquidChromatography), em cromatografo Waters Alliance com detector de fluorescência.2.8 Analise de MicrocistinaA extração de microcistina foi realizada em metanol 75 %. Os filtros foram cortados esonicados durante um minuto, depois centrifugados por 10 minutos a 10.000 rpm emcentrifuga Thermo-Jouan BR4i. O sobrenadante foi removido e transferido para novo tubo. Oprocesso de extração foi repetido duas vezes.A análise de microcistina foi realizada pelo método ELISA (Enzyme LinkedImmunosorbent Assay), através de um kit da marca Beacon. O método se baseia em reaçõessucessivas entre enzimas, anticorpos e microcistinas. A reação final ocorre através da adiçãode um substrato que desenvolve uma cor inversamente proporcional a quantidade demicrocistina presente na amostra. As leituras finais para cálculos da concentração demicrocistina nas amostras foram realizadas em leitor Elisa marca Bio – Tech ELx 800, a 450nm de comprimento de onda.2.9 Análise dos ResultadosA análise dos resultados consistiu no tratamento estatístico, com um nível deconfiança de 95% (p0,05 e utilizado o teste de Brown-Forsythe para verificar anão homogeneidade de variâncias. Os resultados dessas análises foram apresentados atravésde gráficos e tabelas.Para análise e interpretação, foram calculados e armazenados as médias aritméticas edesvio padrão de todas as densidades celulares e taxas específicas de crescimento utilizandoplanilhas eletrônicas do programa computacional Microsoft Excel (Windows XP 2000).

1673. Resultados3.1 Curvas de crescimentoOs efeitos das três concentrações de nitrogênio e fósforo sobre o crescimento das trêsespécies de cianobactérias podem ser observados nas figuras 1 a 3. Em todos experimentos, asconcentrações mais elevadas, de 164 µmolN-NO 3 e 8,89 µmolP-PO 4, foram aquelas quepermitiram uma maior taxa de crescimento e uma maior concentração final de células.Enquanto as menores taxas de crescimento foram registradas 0 µmolN-NO 3 (28ºC), 0,09µmolP-PO 4 (20ºC) para Anabaena circinalis, 0 µmolN-NO 3 (28ºC) e 0,09 (20ºC) paraMicrocystis panniformis.As densidades celulares e taxas de crescimento mudaram de acordo com asconcentrações de N e P utilizadas (164 µmol NaNO 3; 16,4 µmol NaNO 3 ; 0 µmol NaNO 3 ; 8,89µmol KH 2 PO 4 ; 0,89 µmol KH 2 PO 4 ; 0,09 µmol KH 2 PO 4 ) e as de temperaturas (20 ºC e 28 ºC),Limitação por nitrogênio e fósforo resultou em uma fase lag estendida no início docrescimento como mostrado (Figura 1B, 1C, 1D; e 2B), provavelmente devido ao temporequerido para reunir todo o aparato de fixação de N 2 . Quando as células foram enriquecidascom os mesmos nutrientes, a taxa de crescimento máxima foi obtida quando o nível deKH 2 PO 4 inicial foi de 8,89 µmol KH 2 PO 4 e 164 µmol NaNO 3 , que foram as concentraçõesmais elevadas usadas nestes experimentos. As células cresceram mais lentamente quando osníveis de fósforo foram 0,09 µmol KH 2 PO 4 e 0 µmol NaNO 3 ou níveis intermediários, eapresentaram taxas de crescimento mais baixas.As temperaturas utilizadas para o crescimento das linhagens em culturas delaboratório foram obtidas das temperaturas média máxima e mínima do reservatório de SãoSimão, 20ºC e 28ºC (Pinto Coelho, 2004; Giani, 2007). A taxa de crescimento (µ) declinousignificativamente quando a temperatura foi aumentada para 28 ºC (Figura 1D, 2B e 3A) oubaixou com 20 ºC (Figura 1A, 1C e 2B). As taxas de crescimento máximas das culturas (µ)variaram entre 2-8 e 3-9 dias -1 em experimentos diferentes.

16820°Cln cel.mL -114131211A13µ = 0,66µ = 0,6612µ = 0,6411Cµ = 0,23µ = 0,16µ = 0,121090 2 4 6 8 10 12100 2 4 6 8 1028°C1312Bµ = 0,50µ = 0,42µ = 0,381413Dln cel.mL -11110121110µ = 0,36µ = 0,33µ = 0,2990 1 2 3 4 5 6Tempo de cultivo (dias)90 1 2 3 4 5 6Tempo de cultivo (dias)164 µmol16,4 µmol0,00 µmol8,890 µmol0,890 µmol0,089 µmolFigura 1: Curvas de crescimento de A. circinalis em diferentes condições de cultivo(A=NaNO 3 e 20 ºC; B=NaNO 3 e 28 ºC; C=KH 2 PO 4 e 20 ºC D=KH 2 PO 4 e 28 ºC). µ = taxa decrescimento das culturas.Tabela 2: Resultados de ANOVA entre os tratamentos de A. circinalisTratamento GL SQ QM F PExp. 1 NaNO3 20ºC 2 0,21 0,11 0,65 0,55Exp. 2 NaNO3 28ºC 2 0,02 0,01 14,73 0,01Exp. 3 KH 2 PO 4 20ºC 2 0,09 0,04 12,21 0,01Exp. 4 KH 2 PO 4 28ºC 2 0,01 0,00 16,67 0,00

16920°C14,514,0Aµ =0,1715,0Cµ = 0,27µ = 0,25ln cel.mL -113,513,014,0µ = 0,1013,0µ = 0,13µ = 0,0712,50 2 4 6 8 10 1212,00 2 4 6 8 1028°C14,5B17D14,0µ = 0,241615µ = 0,54ln cel.mL -113,51413µ = 0,3613,0µ = 0,06µ = 0,011211µ = 0,2212,50 2 4 6 8 10Tempo de cultivo (dias)100 2 4 6 8 10Tempo de cultivo (dias)164 µmol16,4 µmol0,00 µmol8,890 µmol0,890 µmol0,089 µmolFigura 2: Curvas de crescimento de M. panniformis em diferentes condições decultivo (A = NaNO 3 e 20 ºC; B = NaNO 3 e 28 ºC; C = KH 2 PO 4 e 20 ºC D = KH 2 PO 4 e 28 ºC).Tabela 3: Resultados de ANOVA entre os tratamentos de M. panniformisTratamento GL SQ QM F PExp. 5 NaNO3 20ºC 2 0,71 0,04 16,95 0,00Exp. 6 NaNO3 28ºC 2 0,32 0,16 44,90 0,00Exp. 7 KH 2 PO 4 20ºC 2 0,01 0,01 5,06 0,05Exp. 8 KH 2 PO 4 28ºC 2 0,18 0,09 5,10 0,05

1701413Aµ = 0,53µ = 0,69µ = 0,65ln cel.mL -11211100 1 2 3 4 5 6Tempo de cultivo (dias)164µmolNO316,4µmolNO30µmolNO3Figura 3: Curvas de crescimento de C. raciborskii (A = NaNO 3 e 28 ºC).Tabela 4: Resultados de ANOVA entre os tratamentos de C. raciborskiiTratamento GL SQ QM F PExp. 9 NaNO3 28ºC 2 0,44 0,01 0,27 0,89Exp. 10 KH 2 PO 4 28ºCPode se observar que, no final de alguns experimentos, como para A. circinalis, notratamento de 164 µmol N a 28ºC, para M. panniformis, no tratamento 8,89 µmol P a 20ºC, epara C. raciborskii, no experimento com nitrogênio, as culturas encontravam-se ainda em faseexponencial de crescimento. Nos demais experimentos e tratamentos, as culturas já tinhamatingido a fase de saturação.No experimento 1, com A. circinalis, na menor temperatura (20ºC), os resultados dasdensidades observadas nos diferentes tratamentos (Figura 1), mostram que o crescimento das

171cianobactérias foi favorecido na condição controle, seguido pela N-reduzido de 16,4µmol edepois N-limitante de 0µmol. As densidades de crescimento deste último tratamento foram asprimeiras a diminuírem acentuadamente logo no penúltimo dia do experimento.No experimento 2, A. circinalis na temperatura de 28ºC, atingiu um crescimentomelhor na condição controle, com diferenças significativas em relação aos tratamentos emcondições N-limitada (ANOVA, df = 2, F = 14,726, p = 0,005) (Tabela 2). Os doistratamentos deste experimento, na condição com limitação por nitrogênio, mostraram umcrescimento muito semelhante desta cepa, atingindo densidades semelhantes ao final doexperimento (Figura 1). Enquanto que no experimento 3, com variações na concentração defósforo, o crescimento da cepa na condição de controle a 20ºC não teve diferença significativaentre o tratamento com P-reduzido de 0,89 µmol. No entanto, houve diferença significativacom o tratamento por P-limitante de 0,09µmol (ANOVA, df = 2, F = 12,206, p= 0,008)(Tabela 2). Também no experimento 4, nestas mesmas condições mas a 28ºC, o crescimentoda A. circinalis nos dois tratamentos (8,89 e 0,89 µmol P) foi semelhante e diferente dotratamento por P-reduzido (ANOVA, df.=2, F =16,673 e p = 0,004).Na temperatura de 20ºC, o crescimento de M. panniformis na condição controle doexperimento 5, o crescimento foi significativamente diferente e mais elevado dos dois outrostratamentos com condições N-limitante e N-reduzido (ANOVA, df. 2, F = 16,95, p = 0,003)(Figura 2 e Tabela 3). Os dois tratamentos limitados por N não tiveram diferençasignificativa. O mesmo comportamento fisiológico foi observado quando foi realizado oexperimento 6, em que M. panniformis, a 28ºC, na condição controle teve um crescimentomelhor do que os tratamentos com N-limitante e reduzido, e portanto houve diferençasestatísticas significativas (ANOVA, df = 2, F = 44,900 e P = 0,0002) (Figura 2 e Tabela 3).Não houve diferenças significativas entre os dois tratamentos limitados por nitrogênio.No experimento 7, foram aplicadas condições de controle e de limitação pornutrientes de 8,89 µmol P, 0,89 µmol P e 0,09 µmol P a 20ºC, os resultados da análiseestatística mostraram que não houveram diferenças significativas entre os três tratamentos(ANOVA, df = 2, F = 5,058, p = 0,052) (Figura 2) (Tabela 3). No experimento 8, a tabela 3sintetiza os resultados da análise do experimento com maior temperatura (28ºC) e variação deP, foi observado aumento da densidade celular não diferenciada estatisticamente entre ostratamentos nas condições de P-reduzido (0,89 µmol P) para o controle (8,89 µmol) e P-limitante (0,09 µmol). Por outro lado o crescimento nas condições de controle e o P-limitante(0,09 µml) foram diferentes significativamente (ANOVA, df = 2, F = 5,1, p = 0,051).

172As cianobactérias cresceram com ou sem limitação por nutrientes e os valoresmáximos de taxas de crescimento foram obtidos para A. circinalis, nas condições de 164 µmolNaNO 3 (20ºC) com µ=0,47±0,12, sendo que houve diferenças significativas entre ostratamentos (p< 0,05), e a 8,89 µmol KH 2 PO 4 (28ºC) com µ=0,28±0,06 com diferençassignificativas entre os tratamentos (p< 0,05), para M. panniformis, a 164 µmol NaNO 3 (28ºC)com µ=0,17±0,04, com tratamentos significativamente diferentes (p< 0,05), e a 8,89 µmolKH 2 PO 4 (28ºC) com µ=0,39±0,11 com diferenças significativas (p< 0,05) e para C.raciborskii, a 164 µmol NaNO 3 (28ºC) com µ=0,48±0,09, sendo que os tratamentos revelaramdiferenças significativas (p< 0,05) (Figuras 1 a 3, Tabela 5).Os menores valores de taxa de crescimento foram registrados para A. circinalis, a 0µmol NaNO 3 (28ºC) com µ=0,13±0,16; e 0,09 µmol KH 2 PO 4 (20ºC) com µ=0,07±0,04, paraM. panniformis a 0 µmol NaNO 3 (28 ºC) com µ =0,04±0,04 e 0,09 µmol KH 2 PO 4 (20ºC) comµ =0,12±0,06 (Figuras 1 a 3, Tabela 5).Tabela 5: Valores médios (com erro padrão) do parâmetro fisiológico (µ) das linhagensestudadas apresentadas no gradiente-cruzado de nutrientes e temperatura pode ser visto nestatabelasFonte denutriente Temperatura Concentração A. circinalis C. raciborskii M. panniformis°C µmol µ.dia -1NaNO 3 20 164 0,47 ± 0,12 0,13 ± 0,031,64 0,39 ± 0,15 0,04 ± 0,040 0,32 ± 0,18 0,05 ± 0,15KH 2 PO 428 164 0,26 ± 0,17 0,46 ± 0,06 0,17 ± 0,041,64 0,20 ± 0,15 0,41 ± 0,15 0,03 ± 0,020 0,14 ± 0,15 0,48 ± 0,09 0,02 ± 0,0220 8,89 0,19 ± 0,03 0,20 ± 0,060,89 0,13 ± 0,05 0,22 ± 0,020,09 0,07 ± 0,04 0,12 ± 0,0628 8,89 0,28 ± 0,06 0,77 ± 0,17 0,39 ± 0,110,89 0,27 ± 0,04 0,72 ± 0,20 0,20 ± 0,180,09 0,21 ± 0,07 0,80 ± 0,26 0,13 ± 0,06

1733.2 Avaliação de cianotoxinasGTX-3GTX-2GTX-3ABPor meio da análise de cromatografia líquida de alta eficiência (CLAE) foramGTX-2detectados, para C. raciborskii, neurotoxinas pertencentes a uma classe do grupo dastoxinas paralisantes.Nas Figuras 4 a 9 estão os cromatogramas gerados após a análise das neurotoxinase na Tabela 6 suas concentrações.40,002,31426,0024,002,31735,0030,0025,002,5847,9199,88022,0020,0018,0016,0014,002,5897,9209,880EU20,00EU12,0015,002,75910,002,75110,005,003,4424,0464,5505,2516,8169,46112,29813,2838,006,004,002,003,3874,0464,719 4,5485,2576,8139,45412,28413,2730,000,000,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00Minutes0,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00MinutesEU30,0025,0020,0015,0010,005,000,002,3262,5952,8083,382GTX-34,0574,546 4,7395,285 5,4556,8157,9289,8829,460GTX-212,29413,274C0,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00MinutesFigura 4 Cromatogramas obtidos porHPLC dos produtos de oxidação de toxinasPSP do extrato filtrado de C. raciborskiievidenciando a dominância de toxinas dotipo goniautoxinas (GTX-2 e GTX-3) numexperimento realizado com 8,89 µmolKH 2 PO 4 e temperatura de 28°C. A, B e Csão três replicas do mesmo experimento.Formatado: Cor da fonte:Vermelho

17445,0035,002,307D40,002,313E30,00GTX-335,00EU25,0020,007,9179,877GTX-230,0025,00GTX-315,0010,005,000,002,5753,2283,6104,183 4,0294,393 4,5615,4555,2035,6346,8119,44712,281Figura 5 (réplica D, E e F): Cromatogramas obtidos por HPLC dos produtos deoxidação de toxinas PSP do extrato filtrado de C. raciborskii evidenciando a dominância detoxinas do tipo goniautoxinas (GTX-2 e GTX-3) num experimento realizado com 0,89 µmolKH 2 PO 4 e temperatura de 28°C. A, B e C são três réplicas do mesmo experimento45,0040,0060,007,92750,0040,009,875EU13,2637,92935,0030,0025,002,3119,882EUEU20,0015,0010,005,002,5953,4074,0554,5415,2756,8147,9289,8859,454GTX-212,28613,2750,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00Minutes0,000,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00Minutes30,0025,002,317F20,00GTX-37,927EU15,002,5959,885GTX-210,005,003,3784,0544,5504,7295,2735,7056,8169,46012,29013,2790,000,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00MinutesGTX-3GGTX-3HGTX-2GTX-220,0030,002,31715,0010,005,002,5863,2273,6244,0445,2386,7897,2509,44612,26613,27420,0010,002,6003,2443,6174,0664,7525,2826,8040,000,000,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00Minutes0,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00Minutes

17550,0045,0040,00GTX-37,932IFigura 6 Cromatogramas obtidos porHPLC dos produtos de oxidação de35,0030,009,883GTX-2toxinas PSP do extrato filtrado de C.raciborskii evidenciando a dominância deEU25,0020,0015,0010,005,002,3152,763 2,5953,2363,6264,0565,2626,773toxinas do tipo goniautoxinas (GTX-2 eGTX-3) num experimento realizado com0,09 µmol KH 2 PO 4 e temperatura de 28°C.A, B e C são três replicas do mesmo0,000,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00Minutesexperimento.110,00240,00100,0090,0080,00GTX-38,650A220,00200,00180,00GTX-38,554B160,0070,00140,0060,00EU50,00EU120,00100,0040,0080,0030,0020,0010,002,583 2,8205,7067,12310,700GTX-260,0040,0020,002,695 2,4313,3787,02710,621GTX-20,000,000,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,0 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00Minutes0,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,0 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00MinutesEU3,503,002,502,001,501,000,502,3842,7872,6153,0483,396 3,5844,0414,5995,1495,5106,9528,503GTX-310,58213,647CGTX-2Figura 7 Cromatogramas obtidos por HPLCdos produtos de oxidação de toxinas PSP doextrato filtrado de C. raciborskii evidenciandoa dominância de toxinas do tipo goniautoxinas(GTX-2 e GTX-3) num experimento realizadocom 164 µmol NaNO 3 e temperatura de 28°C.A, B e C são três replicas do mesmo0,00experimento.0,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00Minutes

176160,00140,00GTX-38,509D3,50GTX-38,509E3,00120,002,505,538100,002,0010,585GTX-2EU80,0060,0040,0020,002,6002,3432,9165,5426,97110,59011,168GTX-2EU1,501,000,502,3802,795 2,6063,0423,3723,6064,0434,6156,98113,7080,000,000,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00Minutes0,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00Minutes240,00220,00200,00GTX-38,503FFigura 8 Cromatogramas obtidos porHPLC dos produtos de oxidação de180,00160,00toxinas PSP do extrato filtrado de C.EU140,00120,00100,0010,582GTX-2raciborskii evidenciando a dominânciade toxinas do tipo goniautoxinas (GTX-280,0060,0040,0020,000,002,3332,5976,3086,9640,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00Minutes11,129e GTX-3) num experimento realizadocom 16,4 µmol NaNO 3 e temperatura de28°C. A, B e C. A, B e C são três replicasdo mesmo experimento.

177260,00260,00240,00220,008,508GTX-2G240,00220,00200,008,500GTX-2H200,00180,00180,00160,00160,00EU140,00120,00100,0080,0010,587GTX-3EU140,00120,00100,0080,0010,577GTX-360,0060,0040,0040,0020,002,601 2,3513,6213,2966,97020,002,5972,3263,2796,9380,000,000,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00Minutes0,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00Minutes350,00300,00GTX-38,505I250,00200,00EU150,00100,0010,582GTX-2 GTX-2GTX-350,002,3322,5993,2826,9580,000,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 20,00MinutesFigura 9 Cromatogramas obtidos por HPLC dos produtos de oxidação de toxinas PSP doextrato filtrado de C. raciborskii evidenciando a dominância de toxinas do tipo goniautoxinas(GTX-2 e GTX-3) num experimento realizado com 0 µmol NaNO 3 e temperatura de 28°C. A,B e C são três replicas do mesmo experimento.Para o experimento com fósforo as concentrações detectadas de toxinas paralisantesnas culturas demonstraram variações entre os tratamentos durante o período de estudo.Segundo a tabela 6, as maiores concentrações de GTX-2 e GTX-3 foram encontradas nasculturas com 0,09 µmol KH 2 PO 4 . Os menores valores dos dois tipos de goniautoxinasestiveram associados às culturas com o tratamento de 0,89 µmol KH 2 PO 4.

178Tabela 6: Concentrações médias (com erro padrão) de goniautoxinas (GTX-2 eGTX-3) detectadas na cultura de C. raciborskii durante o período de estudo.Fonte denutriente Temperatura Concentração C. raciborskii°C µmol µg/LKH 2 PO 4 28 8,89 84,24 ± 18,58GTX2 0,89 56,19 ± 13,300,09 110,06 ± 15,05GTX3 8,89 51,76 ± 12,810,89 37,28 ± 9,730,09 89,97 ± 16,88NaNO 3 GTX2 164 95,57 ± 96,721,64 222,77 ± 205,410 416,33 ± 81,47GTX3 164 195,69 ± 195,131,64 228,77 ± 203,870 513,40 ± 113,53Com relação as culturas com diferentes tratamentos de nitrogênio, como observadona mesma tabela 6, foi registrada a maior concentração de GTX-2 e GTX-3 para o tratamento0µmol NaNO 3 com 416,33±81,47µg/L e 513,40±113,53µg/L, respectivamente. Entretanto, astriplicatas apresentadas nas figuras 7 e 8, mostram espectros cromatográficos bastantediferentes entre as réplicas, sugerindo possíveis problemas em algumas etapas das análises.Seria aconselhável repetir a análise ou apenas abandonar as réplicas que se mostraramdiferentes (7C e 8E) das demais.

1794 DiscussãoA capacidade de crescimento de A. circinalis em diferentes concentrações denitrogênio e fósforo demonstrou versatilidade fisiológica para adaptar-se, inclusive a meioslimitantes de nutrientes (Fig. 1). O crescimento a baixas concentrações de nitrogênio écompensado por sua capacidade de fixar nitrogênio. Isto se evidencia com o aumento deheterocitos nestas condições de cultivo, como tem sido observado em outras cianobactériasfilamentosas e heterocitadas (Tandeau de Marsac & Houmard, 1993). Em A. cilíndrica, porexemplo, a porcentagem de heterocitos pode ser aumentada até em 12% quando cultivada sóna presença de nitrogênio atmosférico (Stacey et al., 1977). Um aumento da concentração defontes nitrogenadas no meio de cultura induz uma baixa de heterocitos (Mishra, 1997).A. circinalis parece manter um mecanismo eficiente de produção de biomassamesmo a concentrações limitantes de N entre 0 e 16,4 µmol NaNO 3. Entretanto, em outrascianobactérias não heterocitadas, tais como Oscillatoria agardhii, O. redekei (Foy, 1993), O.rubescens, Spirulina platensis (Becker, 1994), Anacystis nidulans (Lau et al., 1997) eSynechococcus sp. (Bittencourt, 1997), se tem descrito uma diminuição drástica de seucrescimento por limitação de nitrogênio. Possivelmente, a capacidade fixadora de nitrogênioque apresenta Anabaena, seja um fator importante para incrementar eficiência de crescimentomesmo a baixos níveis de nitrato, em comparação às outras cianobactérias sem heterocitos.A temperatura mínima para a ocorrência de populações de cianobactérias é de 20ºC,embora existam espécies que sobrevivem em temperaturas inferiores a -5°C, como é o casodas espécies encontradas na Antártica (Yunes, 2002). Por outro lado, as temperaturasutilizadas neste trabalho parecem influenciar no crescimento desta cianobactéria, visto queentre 20°C e 28°C houve diferença significativa entre os tratamentos (p< 0,05) (Tabela 5).Observações realizadas sobre populações naturais de cianobactérias de um mesmo gênero,mostraram que elas podem apresentar diferentes respostas de crescimento ao aumento datemperatura (Wilmotte, 1988).Os fatores ambientais que regulam as comunidades fitoplanctônicas têm sidoestudados intensivamente durante décadas em ambientes naturais (Lagus, 2004). SegundoDokulil & Teubner (2000), os fatores que influenciam a dominância de um ou outro grupo dealgas são muitas vezes difíceis de apontar porque vários fatores relacionados estãonormalmente interagindo. Estes fatores não são necessariamente os mesmos em diferentes

180ambientes e estações do ano, e incluem fatores ambientais químicos, tais como concentraçõesde fósforo, nitrogênio e razões N:P, e climáticos, tal como a temperatura, e todos têminfluência significativa no crescimento de florações de cianobactérias.A composição do fitoplâncton do reservatório Pão-Cachinche-Venezuela, em 18meses de estudo foi descrita como dominada em 75% pelas cianobactérias de Anabaena spp,Cylindrospermopsis raciborskii e Microcystis spp associada as altas temperaturas dessereservatório (>28ºC), a estratificação térmica permanente e as concentrações de fosfatodissolvido (>10 µg.L -1 ) (Gonzalez et al., 2004).Hutson et al. (1987) e Dokulil & Teubner (2000) apresentaram algumas hipótesesque explicariam o sucesso de cianobactérias nos corpos d’água. Uma delas diz respeito àcondições de mudanças climáticas. Fatores que influenciam no desenvolvimento decianobactérias em ecossistemas de águas continentais são as temperaturas elevadas e chuva(Shapiro, 1990; Moreau, 1997), sendo que em algumas espécies o melhor desenvolvimentofoi observado acima de 25°C. Dokulil & Teubner (2000) estudaram as temperaturas ótimaspara algumas cianobactérias. Cylindrospermopsis raciborskii, por exemplo, uma espécieoportunista (Isvánovics et al., 2000), é favorecida em corpos de água rasos e com elevadotempo de residência, além de temperaturas elevadas (Bittencourt-Oliveira & Molica, 2003).Mussagy (1997) e Moreau (1997) referem à dominância de cianobactérias na estação quente echuvosa (temperaturas variando entre 24ºC e 28ºC) no reservatório dos Pequenos Libombos,Moçambique nos Lagos Kariba e Tanganyika, respectivamente. Esses resultados estão deacordo com os obtidos no presente estudo experimental de gradiente-cruzado entre nutriente etemperatura.Parece que altas temperaturas são essenciais para o desenvolvimento de C.raciborskii (Saker et al., 1999). Populações perenes têm sido observadas apenas em regiõestropicais: Austrália (Fabbro & Duivenvoorden, 1996) e Brasil (Bouvy et al., 1999;Komarková et al., 1999), enquanto que em países temperados as proliferações são limitadasaos períodos mais quentes: Áustria (DokuliL & Mayer, 1996) e Hungria (Padisák &Reynolds, 1998). Porém foi registrado que cepas japonesas podem crescer numa ampla faixade temperatura (15-35 ºC) com o ótimo entre 30-35ºC (Chonudomkul et al., 2004).Outra hipótese está relacionada com as concentrações de nutrientes. Ascianobactérias desenvolvem-se bem em ambientes com abundantes quantidades de fósforo enitrogênio. A baixa biodisponibilidade de fósforo pode limitar o crescimento do fitoplâncton(Jones apud Nilsson, 2000). Quando os lagos se tornam mais eutróficos, as cianobactériasdominam (Dokulil & Teubner, 2000; Downing et al., 2001; Giani et al., 2005).

181A limitação por nutrientes, a razão N:P e a temperatura afetando a biomassa e aestrutura dessas comunidades não foram tão exploradas em estudos em microcosmos(González & Ortaz, 1998; Bergquist & Carpenter, 1986; Lagus, 2004). Zaret et al. (1981);Henry et al. (1985) encontrou, em experimentos de enriquecimento artificial, o nitrogêniocomo o principal nutriente limitante ao desenvolvimento do fitoplâncton nos lagos tropicais.Outros experimentos de enriquecimento, como de Henry (1986); Lemos et al. (1998a), porém,encontraram o fósforo também como sendo o principal nutriente limitante. É claro que oambiente onde os experimentos foram desenvolvidos e a composição em espécies dacomunidade fitoplanctônica nos diversos locais, são os fatores chaves para explicar estasdiferenças.Trabalhos de enriquecimentos artificiais realizados em mesocosmos e microcosmosem vários países no mundo, incluindo o Brasil têm demonstrado que a adição simultânea denitrogênio e fósforo, na presença de temperatura adequada ao crescimento, estimula osaumentos nos níveis de crescimento das algas (Robarts, R. D. & Zohary, T., 1992; Guasch etal., 1995; Pan & Lowe, 1995, Spencer & Ellis, 1998).As respostas de aumento no crescimento fitoplanctônico em decorrência da adição oulimitação de nutrientes encontrada no presente trabalho é similar àquela encontrada em outrosestudos (Yasuno, M., Takamura, N. & Hanazato, T., 1993; Istvánovic, at al., 2000;Nalewajko, C. & Murphy, T. P., 2001; Repka et al., 2004; Vaitomaa, 2006). SegundoGonzález (2000), porém, os microcosmos podem gerar condições internas diferentes daquelasdo ambiente natural. Experimentos em microcosmos podem excluir ou distorcer ascaracterísticas das comunidades naturais, principalmente pelo fato que alguns processospodem mudar rapidamente (densidade populacional, regeneração de nutrientes e produçãoprimária). Entretanto, se considerarmos as escalas temporais e espaciais, os microcosmospodem funcionar como ferramentas importantes para a compreensão dos mecanismos queocorrem em comunidades naturais e os resultados podem ser extrapolados para o ambientenatural (Carpenter, 1996).C. raciborskii, uma espécie subtropical considerada invasora, originalmentedescrita como Anabaena raciborskii (Wolszynka, 1912), ocorre em ambientes com altatemperatura, reservatórios oligo-mesotróficos (Amand, 2002; Komárkova et al., 1999), nãofoi o caso de São Simão. Pinto-Coelho & Giani (1985), Branco & Senna (1991) e Souza et al.(1998), concomitantemente atribuíram a dominância de C. raciborskii a épocas de chuvas,ventos fracos e alta temperatura.

182A taxa de crescimento máxima obtida no experimento com nitrogênio à 28ºC foi 0,48µdia -1 . Isso pode ser explicado pela ocorrência de C. raciborskii antes restrita, à regiãotropical/subtropical do Brasil (Komárek et al., 2002), e cujos corpos d’água dificilmenteapresentam temperaturas baixas. Portanto, há fortes indícios de que a taxa de crescimento emdiferentes temperaturas e nutrientes tenha um significado de diferenciação interespecífica.Quanto a verificação da presença de cianotoxinas nos extratos deCylindrospermopsis raciborskii, apenas dois picos claros e bem definidos de toxinas foramdetectados, correspondentes à goniautoxinas GTX-2 e GTX-3, sempre com o mesmo tempode retenção (8 e 10 min.). A presença de toxinas nas cianobactérias pode dar origem, poringestão das mesmas, a intoxicações gastrointerstinais e/ou problemas neurológicos nos sereshumanos. As goniautoxinas são neurotoxinas que foram primeiramente detectadas emdinoflagelados marinhos. Às vezes estes organismos produzem florações no mar, conhecidascomo o fenômeno de marés vermelhas, mas freqüentemente não são aparentes e visíveis naágua, podendo alertar para um problema de saúde pública. Em 1927 biotoxinas marinhasforam isoladas nos moluscos bivalves na Califórnia, EUA, e pela primeira vez a intoxicação emorte de consumidores de mexilhão foi relacionada com a presença no plâncton, de uma algamicroscópica, a Alexandrium catenella (Schantz, 1984).Alguns destes compostos receberam o nome da alga – goniautoxina (A. catenellanaquela altura estava incluída no gênero Gonyaulax) (Schantz, 1984), que pertencem ao grupodas saxitoxinas. Estes compostos podem ser agrupados em três grupos de acordo com atoxicidade manifestada em bioensaios. Assim, temos as toxinas N-sulfocarbamoiladas (C1-C4, B1 e B2) que apresentam baixa toxicidade, as carbamato (as goniautoxinas GTX-1-GTX-4), a saxitoxina-STX e a neosaxitoxin-NEO com toxicidade elevada.Segundo Oliver e Ganf (2000), cianobactérias são comuns em muitos sistemasaquáticos, mas a composição de espécies, distribuição e a densidade diferem entre os diversosambientes. Também, raramente, um único fator é responsável pela densidade decianobactérias (Hadas et al., 2002). A distribuição deste grupo de organismos é comumenteinfluenciada por fatores como o fósforo, nitrogênio, razão N:P, oxigênio, pH e baixacondutividade elétrica, sendo que as espécies variam em seus requerimentos ecológicos. Adistribuição geográfica é um fator que depende da especificidade ecológica (Hoffmann, 1996)e as características hidrológicas e hidrográficas são determinantes na composição das espéciesde cianobactérias em diferentes corpos d’água (Steinberg & Hartmann, 1988; Huszar &Caraco, 1998; Huszar et al., 2000).

183Entre os nutrientes essenciais requeridos pelas cianobactérias, o fósforo e onitrogênio são os mais importantes (Paerl, 1988). O fósforo é o principal nutriente controladorda ocorrência de cianobactérias na água, embora compostos nitrogenados sejam relevantes nadeterminação da quantidade de cianobactérias presentes (Bartram et al., 1999) e na produçãode toxinas (Giani et al., 2005). As cianobactérias consomem elevadas concentrações defósforo quando este está disponível, sendo estocados na forma de polifosfatos e, devido a estefato, podem tolerar temporariamente condições de menores concentrações deste nutriente(Shapiro, 1973; Oliver & Ganf, 2000).Embora na literatura vários trabalhos afirmem que a diminuição da razão NT/PTfavoreça cianobactérias fixadoras de nitrogênio (Trimbee & Prepas, 1987), ainda não estáclaro que seja devido à a este fator que as cianobactérias heterocitadas se tornam dominantesem sistemas aquáticos. De acordo com Steinberg & Hartmann (1988), as cianobactérias quenão apresentam heterocito podem se sobressair em certos ambientes, mesmo com baixa razãoNT/PT.Os fatores ambientais que regulam as comunidades fitoplanctônicas têm sidoestudados intensivamente durante décadas em ambientes naturais (Lagus, 2004). SegundoDokulil e Teubner (2000), os fatores que influenciam a dominância de um ou outro grupo dealgas são muitas vezes difíceis de apontar porque vários fatores relacionados estãonormalmente interagindo. Estes fatores não são necessariamente os mesmos em diferentesambientes e épocas do ano, e incluem fatores ambientais químicos, tais como concentraçõesde fósforo e nitrogênio, e climáticos, aquecimento global, tal como a temperatura, que podemestar influenciado significativamente o crescimento intenso de florações de cianobactérias.As espécies do gênero Microcystis são consideradas cosmopolitas e amplamentedistribuídas em corpos d’água brasileiros e já foram registradas em inúmeros trabalhos, taiscomo: Komárková et al. (1986), Komárek (1991), Branco & Senna (1994), Komárková (1995),Moura (1996), Nogueira (1997), Sant’ Anna et al.(1997), Goodwin (1997), Costa (1998), Calijuriet al. (1999), Matthiensen et al. (1999), Porfírio et al. (1999), Vasconcelos (1999), Bittencourt-Oliveira (2000), Sant’ Anna & Azevedo (2000), Falco (2000), Marinho & Huszar (2002), Tucci(2002), Werner (2002), Carvalho (2003), Stoyneva (2003), Sant’Anna et al. (2004), Sanchis etal. (2004), entre outros.Tem sido freqüentemente mostrado, o aumento da biomassa das cianobactérias como aumento da concentração nutriente, especialmente fósforo total (Schindler 1977; Watson etal. 1997). Estes autores afirmam, no entanto, que o efeito da concentração de fósforo sobre osucesso dos diferentes grupos de cianobactérias é contraditório (Jensen et al. 1994; Varis

1841993; Schreurs 1992). Em seus estudos eles observaram que Microcystis foi favorecida pelaalta concentração de DIP. Em comparação com Anabaena, Microcystis tem uma baixaafinidade com fósforo (Visser et al. 2005), e, portanto, não poderia concorrer com Anabaenaem baixas concentrações de fósforo.A limitação por nitrogênio ou baixos níveis da razão N:P têm sido freqüentementesugeridos por favorecerem cianobactérias heterocitadas perante os gêneros de cianobactériasnão fixadoras nos eventos de floração (Schindler 1977; Canfield et al., 1989; Hyenstrand etal., 1998; Levine e Schindler 1999; Kotak et al., 2000; Downing et al., 2001). Microcystisparece tolerar alta irradiância na superfície do corpo d’água (Paerl et al., 1985) e parece sermais bem adaptada à alta irradiância do que Anabaena (Oliver & Ganf 2000; Huisman &Hulot 2005). Estudos semelhantes, como de Hammer (1964), Reynolds (1984), e Schreurs(1992), constataram que Microcystis dominaram em temperaturas mais elevadas do queAnabaena.De acordo com Kromkamp et al. (1989), o gênero Microcystis tem alta capacidade deassimilar fósforo, além de usá-lo eficientemente. Olrik (1994) estabeleceu que é necessáriodistinguir entre esgotamento de nutrientes na água circundante e limitação de nutrientes dofitoplâncton. Muitas espécies do fitoplâncton assimilam fósforo em excesso (“luxuryconsumption”) e podem continuar se desenvolvendo, embora no meio o nutriente esteja esgotado,como é o caso de Microcystis. Conseqüentemente, o autor considera difícil decidir exatamentequando o fitoplâncton está limitado por nutrientes, através de dados ambientais.Em um estudo recente de amostragem de uma série de 22 lagos no sudeste do Quebec,Canadá, Giani et al. (2005) a fim de desenvolver uma modelagem das alterações na abundânciatotal de cianobactérias observaram forte resposta da concentração de toxina ao conteúdo denitrogênio mais do que ao fósforo total. Os resultados indicam que a concentração de microcistinaequivalente foi explicada principalmente pelas concentrações de nitrogênio total. Por outro lado, aconcentração de microcistina por unidade de biomassa não foi significativamente variável de umlago para outro.Segundo Giani et al. (Op. Cit), este resultado sugere que fatores ambientais controlam apresença de espécies tóxicas, mas eles têm um efeito limitado sobre a sua toxicidade. No presenteestudo, ensaios foram realizados para se avaliar variações na toxidez de Microcystis e Anabaena,mas os resultados não foram apresentados no momento, por não terem tendências consistentesentre os diversos experimentos.Kruger & Eloff (1978) encontraram uma correlação entre a temperatura da água e odesenvolvimento de florações de Microcystis em lagos Sul africanos. Eles observaram queflorações de Microcystis começavam a crescer na zona limnética do lago, algumas vezes com

185temperaturas de 16 – 17ºC. Seus resultados mostram o efeito da temperatura sobre a taxa decrescimento específica. Oberholster et al. (2006b), realizando estudos de campo, obtiveram umataxa de crescimento (µ.dia -1 ) de 0,3,3 registrada durante o pico de floração de cianobactérias nomês de julho, que foi próxima a taxa de crescimento de 0,48 observada em culturas por Reynolds(1984) e de 0,37 em populações naturais campo por Padisák (não publicado). Kardinaal et al.(2007) mostraram que uma sucessão sazonal de diferentes genótipos de Microcystis pode ser ummecanismo chave que determina as concentrações de microcistinas encontradas em lagos.Oudra et al. (2002) mostraram que os períodos de florações de cianobactérias foramnotavelmente caracterizados por temperaturas da água elevadas, estabilidade hidrológica mas,ao contrario de vários outros estudos, por baixas concentrações de nitrato, amônio e fósforosolúvel. A relação paradoxal entre ocorrência de florações de cianobactérias e limitação denutrientes (nitrogênio e fósforo especialmente) foi explicado particularmente pela capacidadedas cianobactérias de armazenamento intracelular desses nutrientes.Os resultados das taxas de crescimento obtidos em culturas de laboratório na nossapesquisa corroboram os resultados acima citados, já que encontramos uma taxa máxima decrescimento de 0,39 µdia -1 para Microcystis panniformis com meio WC enriquecido de 8,89µmolP-PO 4 (28ºC). Mas é necessário lembrar que devido ao fato que condições decrescimento em sistemas experimentais são otimizadas por luz, nutrientes, temperatura, pH eperda são reduzidas (não há “grazing” ou sedimentação), são em geral medidas taxassignificativamente mais altas do que em populações de campo.

1865 ConclusõesA partir dos resultados destes experimentos podemos concluir que:- as três espécies estudadas mostraram responder de maneira diferente as diversasconcentrações de nutrientes usadas nos tratamentos;- Microcystis panniformis mostrou ter taxa de crescimento intrínseco elevada sobaumento de suprimento de fósforo, mas em concentrações de fósforo mais baixas Anabaenacircinalis mostrou melhor crescimento. Esta espécie mostrou também grande habilidade decrescer sob limitação por nitrogênio, graças a presença de heterocitos.- na ausência de nitrogênio a taxa de crescimento de A. circinalis diminuiu, mascrescimento positivo foi ainda suportado durante todo o período experimental;- mudanças nas concentrações de nutrientes pareceu ter pouco efeito sobre toxicidadede microcistina sob nossas condições experimentais;- porém, quanto menor disponibilidade de fósforo maior foi a produção de toxinas,saxitoxinas, em C. raciborskii;- é importante lembrar que embora nos experimentos foram analisados fatoresindividualmente, no ambiente natural cada espécies vai responder a uma multiplicidade defatores que vão atuar de forma complementar.

1876 Referências BibliográficasAMAND, A. S. T. (2002). Cylindrospermopsis: an invasive toxic alga. Lakeline, V. 22, n. 11,p. 37-38: Disponível em: . Acesso em 30 janeiro2006.AZEVEDO, S. M. F. O. & CARMOUZE, J. P. (1994). “Une mortalité de poisons dans unelagune tropicale (Brésil) Durant une période de dominance de Cyanophyceae. Coincidence ouconséquence?” Rev. Hydrobiol. Trop., v. 27(3), pp. 265-272.BARICA, J. (1994). How to keep green algae in eutrophic lakes. Biol. Bratislava, 49: 611-614.BECKER, E. (1994). Microalgae, biotechnology and microbiology. Cambridge UniversityPress, Cambridge. 301pp.BERGQUIST, A. M. & CARPENTER, S. R. (1986). Limnetic herbivory: Effects onphytoplankton populations and primary production. Ecology 67: 1351 – 1360BERNARD, C., HARVEY, M., BRIAND, J.-F., BIRE´, R., KRYS, S. & FONTAINE, J.-J.(2003). Toxicological comparison of diverse Cylindrospermopsis raciborskii strains: evidenceof liver damage caused by a French C. raciborskii strain. Environ. Toxicol. 18:176–86.BETHWELL, M. L. (1996). Phosphorus limitation of lotic periphyton growth rates: anintersite comparison using continuous-flow troughs (Thompson river system, BritishColumbia). Limnologia Oceanogr., 30: 527-542BITTENCOURT-OLIVEIRA, M.C. (1997). Euglenophyceae do Reservatório de Balbina,Estado do Amazonas, Brasil. Hoehnea 24(1): 21-35.BITTENCOURT-OLIVEIRA, M.C. (2000). Development of microcystis aeruginosa (Kütz)Kütz. (Cyanophyceae/Cyanobacteria) under cultivation and its taxonomic implications.Algological Studies 99: 29-37.BITTENCOURT-OLIVEIRA, M.C.; MOLICA, R. (2003). Cianobactéria invasora: aspectosmoleculares e toxicológicos de Cylindrospermopsis raciborskii no Brasil. Rev. Biotechnol.Science. Desenv., Rio de Janeiro, v. 30, p. 82-90.BLANCO, J.; FERNÁNDEZ, M. L. & WYATT, T. (2004). (Eds). Harmful Algae. Proc. VIIConf. Harmful Algae. IOC/UNESCO. Spain. P. 26-28.BORICS, G., GRIGORSZKY, I., SZABO, S. & PADISÁK, J. (2000). Phytoplanktonassociations in a small hypertrophic fishpond in east Hungary during a change from bottomupto top-down control. Hydrobiologia 424:79–90.BORNET, E. & FLAHAULT, C. (1886-1888). Revision des Nostocacées hétérocystées,continues dans les principaux herbiers de France. Annales Sciencias Naturales Botany. 1(3):323-381; (4): 343-373; (5): 51-129; (7): 177-262. Paris.

188BOUVY, M., MOLICA, R., OLIVEIRA, S. D., MARINHO, M. & BECKER, B. (1999).Dynamics of a toxic cyanobacterial bloom Cylindrospermopsis raciborskii in a shallowreservoir in the semi-arid region of northeast Brazil. Aquat. Microb. Ecol. 20:285–97.BRANCO, C. W. C. & SENNA, P. A. C. (1991). The taxonomic elucidation of the ParanoáLake (Brasília, Brazil) problem: Cylindrospermopsis raciborskii. Bull. Jard. Bot; Nat. Belg:61: 85-91.BRANCO, C. W. C. & SENNA, P. A. C. (1994). Factors influencing the development ofCylindrospermopsis raciborskii and Microcystis aeruginosa in the Paranoá reservoir, Brasília,Brazil. Algol. Stud. 75:85–96.BRIAND, J.-F., ROBILLOT, C., QUIBLIER-LLOBERAS, C., HUMBERT, J.-F., COUTE´,A. & BERNARD, C. (2002). Environmental context of Cylindrospermopsis raciborskii(Cyanobacteria) blooms in a shallow pond in France. Water Res. 36:3183–92.CANFIELD, D. E. et al. (1989). Factors influencing the abundance of blue-green algae inFlorida Lakes. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 46: 1232-1237CARPENTER, S. R. (1996). Microcosm experiments have limited relevance for communityand ecosystem ecology. Ecology 77: 677-680CARPENTER, S.R. et al. (1998). Nonpoint pollution of surface waters with phosphorus andnitrogen. Ecol. Appl., Washington, D.C., v. 8, n. 3, p. 559-568. Coles, J.F. & Jones, R. C.(2000). Effect of temperature on photosynthesis-light response and growth of fourphytoplankton species isolated from a tidal freshwater river. J. Phycol. 36:7–16.CARACO, N. & MILLER, R. (1998), “Factors influencing the abundance of blue-green algaein Florida lakes”, Can. J. Fish. Aquat. Sci., v.46, pp.1232—1237.CHAPMAN, A. D. & SCHELSKE, C. L. (1997). "Recent appearance of Cylindrospermopsis(cyanobacteria) in five hypereutrophic Florida lakes." J. Phycol. 33(2): 191-195.CHONUDOMKUL, D.; YONGMANITCHAI,W.; THEERAGOOL,G.; KAWACHI,M.;KASAI,F.; KAYA,K. & WATANABE,M.M. (2004). “Morphology, genetic diversity,temperature tolerance and toxicity of Cylindrospermopsis raciborskii (Nostocales,Cyanobacteria) strains from Thailand and Japan”, FEMS Microbiology Ecology, v. 48, pp.345-355.COUTÉ´, A., LEITAO, M. & MARTIN, C. (1997). Premie`re observation du genreCylindrospermopsis (Cyanophyceae, Nostocales) en France. Cryptog. Algol. 18:57–70.DOKULIL, M. T. & MAYER, J. (1996). Population dynamics and photosynthetic rates of aCylindrospermopsis-Limnothrix association in a highly eutrophic urban lake, Alte Donau,Vienna. Algol. Stud. 83:179–95.DOKULIL, M. T. & TEUBNER, K. (2000). Cyanobacterial dominance in lakes.Hydrobiologia 438:1-12DOWNING, J. A., WATSON, S. B. & MCCAULEY, E. (2001). Predicting cyanobacteriadominance in lakes. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 58: 1905-1908.

189ESTEVES, F. A. (1998). Fundamentos de limnologia. Rio de Janeiro, Interciência/FINEP,575 pp.FABBRO, L.D.& DUIVENVOORDEN, L. J. (1996). Profile of a bloom of thecyanobacterium Cylindrospermopsis raciborskii (Woloszynska) Seenaya and Subba Raju inthe Fitzroy River in tropical central Queensland. Mar. Fresh. Res. 47:685–94.FALCO, P. B. (2000). Distribuição espacial e temporal da comunidade fitoplanctônica e dasvariáveis ecológicas no reservatório de Salto Grande (Americana-SP), em duas épocas do ano.Dissertação (Mestrado). Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo, SãoCarlos, Brasil, 145pp.FASTNER, J., HEINZE, R.,HUMPAGE, A. R., MISCHKE, U., EAGLESHAM, G. K. &CHORUS, I. (2003). Cylindrospermopsin occurrence in two German lakes and preliminaryassessment of toxicity and toxin production of Cylindrospermopsis raciborskii(Cyanobacteria) isolates. Toxicon 42:313–21.FIGUEREDO, C. C., GIANI, A. & BIRD, D.F. (2007). Does allelopathy contribute toCylindrospermopsis raciborskii (cyanobacteria) bloom occurrence and geographic expansion?J. Phycol. 43, 256–265.FOY, R. (1993). The phycocianin to chlorophyll a ratio and cell components as indicators ofnutrient limitation in two planktonic cyanobacteria subjected to low light exposures. Journalof Plankton Research 15: 1263-1276.GIANI, A., BIRD, D. F., PRAIRIE, Y. T. & LAWRENCE, J. F. (2005). Empirical study ofcyanobacterial toxicity along a trophic gradient of lakes. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 62: 2100-2109.GIANI, 2007 (2007). Cianobactérias e Cianotoxinas em reservatórios de Minas Gerais.Relatório final. 100p.GOLDMAN, J. C. & CARPENTER, E. J. (1974). A kinetic approach to the effect oftemperature on algal growth. Limnology and Oceanography, 19: 756-766GONZÁLEZ, E. J. & ORTAZ, M. (1998). Efectos Del enriquecimiento com N y P sobre lacomunidad Del fitoplâncton em microcosmos de um embalse tropical (La Mariposa,Venezuela). Ver. Biol. Trop. 46: 27-34GOODWIN, K. L. (1997). Dinâmica das populações de cianobactérias no reservatório daPampulha (MG) em duas escalas temporais (sazonais e diurna). 200p. Dissertação (Mestrado)– Universidade Federal de Minas Gerais, Belo Horizonte.GUASCH, H., MARTÍ, E., SABATER, S. (1995). Nutrient enrichment effects on biofilmmetabolism in Mediterranean stream. Fresh. Biol., v. 33, p. 373-383GUILLARD, R. L. R. (1972). Culture of phytoplankton for feeding marine invertebrates. In:SMITH, W. I., CHANLEY, M. H. (eds). Culture of marine invertebrates. New York: Plenum,p. 29-59HADAS, O. et al. (2002). Cyanobacteria in Lake Kinneret: Physiological and ecologicaladaptations. Verh. Internat. Verein. Limnol., Stuttgart, v. 28, p.996-1000.

190HAMMER, U. T. (1964). "The succession of bloom species of blue-green and some causalfactors." Verh. Internat. Verein. Limnol. 15: 829-836.HAWKINS, P. R., RUNNEGAR, M. T. C., JACKSON, A. R. B. & FALCONER, I. (1985).Severe hepatotoxicity caused by the tropical cyanobacterium (blue-green alga)Cylindrospermopsis raciborskii (Woloszynska) Seenaya and Subba Raju isolated from adomestic supply reservoir. Appl. Environ. Microbiol. 50:1292–5.HENRY, R. et al. (1985). Primary production and effects of enrichment with nitrate andphosphate on phytoplankton in the Barra Bonita Reservoir (State of São Paulo, Brazil). Inst.Revue ges Hydrobiol. 70(4): 561-573HENRY, R. (1986). O crescimento potencial do fitoplâncton na represa de Barra Bonita (RioTiête, SP): uma comparação sazonal dos efeitos de enriquecimento artificial em amostras deseus tributários. Cien. Cult., v. 38, n. 9, p. 1553-1564HOFFMANN, L. (1996). Geographic distribution of freshwater blue-green algae.Hydrobiologia, Dordrecht, v. 336, p. 33-40.HUGHES, L. (2000). Biological consequences of global warming: is the signal alreadyapparent? Trends Ecol. Evol. 15:56–61.HUMPAGE, A. R., HARDY, S. J., MOORE, E. J., FROSCIO, S. M. & FALCONER, I. R.(2000). Microcystins (Cyanobacterial toxins) in drinking water enhance the growth ofaberrant crypt foci in the mouse colon. Journal of Toxicology & Environmental Heath, 61:155-165HUSZAR, V. L. M. & CARACO, N. (1998). The relationship between phytoplanktoncomposition and physical chemical variables: a comparison of taxonomic and morphologicalfunctionalapproaches in six temperate lakes. Freshwat. Biol. 40: 1-18HUSZAR, V. L. M. & SILVA, L. H. S. (1999). A estrutura da comunidade fitoplanctônica noBrasil: Cinco décadas de estudos. Limnotemas, 2: 1-21HUSZAR, V. L. M., SILVA, L. H. S., MARINHO, M., DOMINGOS, P. & ANNA, C. L. S.(2000). Cyanoprokaryote assemblages in eight productive tropical Brazilian waters.Hydrobiologia 424: 67–77.HUTSON, R. A. LEADBEATER, B. S. C. & SEDGWICK, R. W. (1987). Algal interferencewith water treatment processes. Progress in Phycological Research 5:265-299ISTVÁNOVICS, V., SHAFIK,H. M., PRE´SING, M. & JUHOS, S. (2000). Growth andphosphate uptake kinetics of the cyanobacterium, Cylindrospermopsis raciborskii(cyanophyceae) in through flow cultures. Fresh. Biol. 43:257–75.JENSEN et al. (1994). Impact of nutrients and physical factors on the shift fromcyanobacterial to clorophyte dominance in shallow Danis Lakes. Can. J. Fish. Aquat. Sci., 51:1692-1699KING, D.L. (1970). “The role of carbon in eutrophication”, J. Wat. Pollut. Cont. Fed., v.42,pp.2035—2051.

191KOMÁREK, J. (1991). A review of water-bloom forming Microcystis species, with regard topopulations from Japan. Archiv. Fur Hydrobiologie, Stuttgart, Sppl. 92, p. 115-127, Dec.KOMÁREK, J., KOMÁRKOVÁ-LEGNEROVÁ, J., SAT’ANNA, C. L., AZEVEDO, M. T.P. & SENNA, P. A. C. (2002). Two common Microcystis species (Chroococcales,Cyanobacterial) from Tropical America, including M. panniformis sp. nov, CryptogamieAlgogie 23:159-177KOMÁREK, J. (2003). Coccoid and colonial cyanobacteria. In: J. D. Wehr and R. G. Sheath(eds) Freshwater algae of North America. Ecology and classification. Pp 59-116. AcademicPress.KOMÁRKOVÁ, J., LAUDARES-SILVA, R. & SENNA, P.A.C. (1999). Extrememorphology of Cylindrospermopsis raciborskii (Nostocales, Cyanobacteria) in the Lagoa doPeri, a freshwater coastal lagoon, Santa Catarina, Brazil. Algological Studies 94:207-222.KONOPKA, A., BROCK, T. D. & WALSBY, A. E. (1978). Buoyancy regulation byplanktonic blue-green algae in lake Mendota, Wisconsin. Archiv für Hydrobiologie 83: 524-537KOTAK, B. G.; LAM, A. K. Y.; PREPAS, E. E.; HUDREY, S. E. (2000). Role of chemicaland physical variables in regulating microcystin-LR concentration in phytoplankton ofeutrophic lakes. Can. J. Fish Aquat. Sci., 57: 1584-1593KRIENITZ, L. & HEGEWALD, E. (1996). Uber das vorkommen Von wa¨rmeliebendenBlaualgenarten in einem norddeutschen gewa¨sser. Lauterbornia H. 26:55–63.KROMKAMP, J., VANDENHEUVEL, A. & MUR, L. R. (1989). Phosphorus uptake andphotosynthesis by phosphate-limited cultures of the cyanobacterium Microcystis aeruginosa.British Phycological Journal 24: 347-355LAGOS, N., ONODERA, H., ZAGATTO, P. A., ANDRINOLO, D., AZEVEDO, S. M. F. Q.& OSHIMA, Y. (1999). The first evidence of paralytic shellfish toxins in the freshwatercyanobacterium Cylindrospermopsis raciborskii, isolated from Brazil. Toxicon 37:1359–73.LAGUS, A., SILANDER, M. & SUOMELA, J.(2004). Influence of nutrient enrichments oncyanobacteria in the Archipelago Sea, Northern Baltic. Verh. Internat. Verein. Limnol., 28:607-612LAU, R., MACKENZIE, M. & DOOLITTLE, W. (1997). Phycocianin synthesis anddegradation in the blue-green bacterium Anacystis nudulans. Journal of Bacteriology 132:771-778LEE, J. B.; HAYASHI, T.; HAYASHI, K.; SANKAWAT, V. (2000). Structural analysis ofcalcium Spirulan (Ca-SP), derived oligosaccharides using eletrospray ionization massspectrometry. Journal of natural products. Columbus, v. 63, p. 136-138.LEMOS, M. D. P., CAMBRAIA, B. N., OLIVEIRA, L. M., GARCIA, F. C., BARBOSA, F.A. R. (1998a). Trophic interactions with the plankton community of Lagoa Olhos d’Àgua,South-east Brazil, in enclosures enriched with nitrogen and phosphorus. Verh. Internat.Limnol., v. 27.

192MAGALHÃES, V. F. & AZEVEDO, S. M. F. O. (1999). Ecological implications ofhepatotoxic Microcystis aeruginosa in the Jacarepaguá Lagoon, Brazil. In: REGUERA, B.;MARINHO, M. M. & HUSZAR, V. L. M., 2002, “Nutrient availability and physicalconditions as controlling factors of phytoplankton composition and biomass in a tropicalreservoir (Southeastern Brazil)” Arch.Hydrobiol.,v.153 (3), pp. 443-468.MATTHIENSEN, A.; YUNES, J. S.; COOD, G. A. (1999). Ocorrência, distribuição etoxicidade de cianobactérias no estuário da Lagoa dos Patos. RS. Ver. Brasil. Biol. V. 59, n. 2,p. 1-15MOURA, A. T. N. (1996). Estrutura e dinâmica da comunidade fitoplanctônica numa lagoaeutrófica, São Paulo, SP, Brasil a curtos intervalos de tempo: Comparação entre épocas dechuva e seca. Rio Claro, 78p. Dissertação (Mestrado) – Instituto de Biociências do “Campus”de Rio Claro, Universidade Estadual Paulista “Júlio de Mesquita Filho”.MCQUEEN, D. J.; LEAN, D. R. S. (1987). Influence of water temperature and nitrogen tophosphorus ratios on the dominance of blue-green algae in Lake St George, Ontario. Canadianjournal of fisheries and aquatic sciences 44: 598-604.MISHRA, A. (1997). Regulation of cellular constituents, heterocyst development,photosynthetic O evolution and enzyme activities of Anabaena sp. PCC 7120 by nitrogensources. Cytobios 89: 173-182MOREAU, J. (1997). Advances in the ecology of Lake Kariba. 271pp. University ofZimbabwe publications. ZimbabweMUSSAGY, A. (1990). A preliminary study of the physical, chemical and biologicalcomponents of the Pequenos Libombos Reservoir. Monografia de Licenciatura. 41pp.Maputo, Universidade Eduardo Mondlane.MUSSAGY, A. (1997). Effects of nutrient addition on the fresh water plankton community inthe Pequenos Libombos Reservoir, Mozambique: Enclosure experiments. M.Sc. Degreeproject. Limnology. Department of Ecology. University of Lund.NALEWAJKO, C. & MURPHY, T. P. (2001). Effects of temperature, and availability ofnitrogen and phosphorus on the abundance of Anabaena and Microcystis in Lake Biwa,Japan: an experimental approach. Limnology 2:45-48NOGUEIRA, N.M.C. (1997). Dinâmica populacional de Microcystis aeruginosa Kutzing(Cyanophyceae/ Cyanobacteria) ao longo de um ano no Lago das Garças, São Paulo, SP,Brasil. Dissertação de mestrado, Universidade Estadual Paulista, Rio Claro.OBERHOLSTER PJ, BOTHA A-M, CLOETE TE (2006b). Toxic cyanobacterial blooms in ashallow artificially mixed urban lake Colorado. Lakes & Reservoirs: Research andManagement 11: 111-123.OLIVER, R. L. & GANF, G. G. (2000). Freshwater blooms. In: Whitton, B. & Potts, M.(eds). The ecology of cyanobacteria. Kluwer Academic Publishers. Netherlands. Pp. 149-194OLRIK, K. (1994). Phytoplankton ecology: Determing factors for the distribution ofphytoplankton in freshwater and the sea. Miljo project n. 251, Danish EnvironmentalProtection Agency, Denmark: 183p.

193OSHIMA, Y. (1995). Post-column derivatization HPLC methods for paralytic shellfishpoisons. In Hallegraeff, G. M., Anderson, D. M. & Cembella, A. D. [Eds.] Manual onHarmful Marine Microalgae. Intergovernmental Oceanographic Commission Manuals andGuides No. 33. UNESCO, Paris, pp. 81–94.OUDRA, B., LOUDIKI, M., VASCONCELOS, V., SABOUR, B., SBIYYAA, B., OUFDOU,K., MEZRIOUL, N. (2002). Detection and quantification of microcystins from cyanobacteriastrains isolated from reservoirs and ponds in Morocco. Environ. Toxicol. 17 (1), 32–39.PÁDISAK, J. (1997). Cylindrospermopsis raciborskii (Woloszynska) Seenayya et SubbaRaju, an expanding, highly adaptative cyanobacterium: worldwide distribution and review ofits ecology. Arch. Hydrobiol. Suppl. 107:563–93.PAERL, H. W., BLAND, P. T., BOWLES, W. D., HAIBACH, M. E. (1985). Adaptation tohigh –intensity, low-wavelength light among surface blooms of the cyanobacteriumMicrocystis aeruginosa. App. Environ. Microbiol. 49: 1046-1052PAERL, H. W. (1988). Growth and reproductive strategies of phytoplankton, ed. C. D.Sandgren, Cambridge University Press, pp. 261-315PAN, Y., LOWE, R. L. (1995). The effects of hydropsychid colonization on algal response tonutrient enrichment in a small Michigan stream, U.S.A. Fresh Biol., v. 33, p. 393-400PETTERSON, K., HERLITZ & ISTVANIVICS, V. (1993). The role of Gloeotrichiaechinulata in the transfer of phosphorus from sediments to water in Lake erken.Hydrobiologia 253: 123-129PINTO-COELHO, R. M.; GIANI, A. (1985). Variações sazonais do fitoplâncton e fatoresfísicos e químicos da água no reservatório do Paranoá, Brasília, DF. Ciência e cultura, SãoPaulo, v. 37, n. 12, p. 2000-2006.PINTO-COELHO, R. M. (2004). O aporte de fósforo e a presença de cianobactérias noreservatório de São Simão. Relatório Final 6, 225p.PREÉSSING, M., HERODEK, S., VOROS, L. & KOBOR, I. (1996). Nitrogen fixation,ammonium and nitrate uptake during a bloom of Cylindrospermopsis raciborskii in LakeBalaton. Arch. Hydrobiol. 136:553–62.REPKA, S., KOIVULA, M., HARJUNPAA, V., ROUHIAINEN, L., SIVONEN, K. (2004).Effects of phosphate and light on growth of and bioactive peptide production by thecyanobacterium Anabaena strain 90 and its anabaenopeptide mutant. Appl. Environ.Microbiol. 70; 4551-4560REYNOLDS, C. S. (1984). The ecology of freshwater phytoplankton. Cambridge UniversityPress. 384p.REYNOLDS, C. S. (1987). Cyanobacterial water-blooms. Adv. Bot. Res., 13: 67-143RIEGMAN, R. & MUR, L. R. (1986). Phosphate uptake kinetics of the natural phytoplanktoncompositions from the Dordrecht Lakes (The Netherlands). Limnology and Oceanography 31:983-988

194ROBARTS, R. D. & ZOHARY, T. (1992). The influence of temperature and light on theupper limit of Microcystis aeruginosa production in a hypertrophic reservoir, Journal ofPlankton Research, v. 14, no.2, 235-247SAKER, M. L.; NEILAN, B. A. & GRIFFITHS, D. J. (1999). “Two morphological forms ofCylindrospermopsis raciborskii (Cyanobacteria) isolated from Solomon Dam, Palm Island,Queensland”, J. Phycol., v. 35, pp. 599-606.SANT’ANNA, C.L., SORMUS, L., TUCCI, A. & AZEVEDO, M.T.P. (1997). Variaçãosazonal do fitoplâncton do Lago das Garças, São Paulo, SP. Hoehnea 24:67-86.SANT’ANNA, C. L. & AZEVEDO, M. T. P. (2000). Contribution to the knowledge ofpotentially toxic cyanobacteria from Brazil. Nova hedwigia, 71: 359-385SANT’ANNA, C. L., AZEVED, M. T. P., SENNA, P. A. C., KOMÁREK, J. &KOMÁRKOVÁ, J. (2004). Planktic Cyanobacteria from São Paulo State, Brazil:Chroococcales. Revta Bras. Bot., 27(2): 213-227.SCHANTZ, E. J. (1984). Historical perspective on paralytic shellfish poison. In: SeafoodToxins American Chemical Society, Washington, DC, 99-11SCHREURS, H. (1992). Cyanobacterial dominance. Relations to eutrophication and lakemorphology. Thèse Doctorale, Amsterdam, Univ. Amsterdam, 198 p.SEENAYYA, G. & SUBBA RAJU, N. S. S. (1972). On the ecology and systematic positionof the alga known as Anabaenopsis raciborskii (Wolosz.) Elenkin and a critical evaluation ofthe forms described under the genus Anabaenopsis. In: DESIKACHARY, T. V. [Ed.],Taxonomy and Biology of Blue-green Algae. University of Madras, Madras, India, pp. 52–57.SHAFIK, H. M. et al. (1997). A Cylindrospermopsis raciborskii szaporodásánakjellegzetességel zárt és folyamatos tenyýeszetekben (Growth of cylindrospermopsisraciborskii in bath and continuos culture). Hydrológiai Közlöny 77: 17-18. (in Hungarianwith English summary).SHAPIRO, J. (1973). Blue-green algae: Why they become dominant. Science, 179: 382-384SHAPIRO, J. (1990). Current beliefs regarding dominance by blue green-algae: the case forthe importance of CO2 and pH. Verh. Int. Ver Theor. Angew. Limnol. 24: 38-54SIVONEN, K. & JONES, G. (1999). Cyanobacterial toxins. IN: Chorus, I. & Bartram, j.(eds). Toxic cyanobacteria in water. A guide to their public health consequences, monitoringand management. E & F N Spon. London. New York. Pp. 41-111SMITH V. H. (1983): Low nitrogen to phosphorus ratios favor dominance by blue-greenalgae in lake phytoplankton. Science 221: 669-670.SMITH, V. H. (1986): Light and nutrient effects on the relative biomass of blue-green algaein lake phytoplankton. Canadian journal of fisheries and aquatic sciences 43: 148-153.SOUZA, R.C.R., CARVALHO, M.C. & TRUZZI, A.C. (1998). Cylindrospermopsisraciborskii (Wolosz.) Seenaya and a contribution to the knowledge of Rio Pequeno arm,Billings Reservoir, Brazil. Environmental Toxicology and Water Quality 13:73-81.

195SPENCER, C. N., ELLIS, B. K., (1998). Role of nutrient and zooplankton in regulation ofphytoplankton in flathead lake (Montana, U. S. A.), a large oligotrophic lake. Fresh. Boil., v.39, p. 755-763STACEY, G., VAN BAALEN, C. & TABITA, R. (1977). Isolation and characterization of amarine Anabaena sp. Capable of rapid growth on molecular nitrogen. Archives ofMicrobiology 114: 197-201STEINBERG, C.E.W.; HARTMANN, H.M. (1988). Planktonic bloom-forming cyanobacteriaand the eutrophication of lakes and rivers. Freshw. Biol., Oxford, v. 20, p. 279-287.TANDEAU DE MARSAC, N. & HOUMAR, J. (1993). Adaptation of cyanobacteria toenvironmental stimuli: new of steps toward molecular mechanisms. FEMS MicrobiologyReviews 104: 119-190TRIMBEE, A.M.; PREPAS, E.E. (1987). Evaluation of total phosphorus as a predictor of therelative biomass of blue green algae with emphasis on Alberta Lakes. Can. J. Fish. Aquat.Sci., Ottawa, v. 44, p. 1337-1342.TUCCI, A. (2002). Sucessão da comunidade fitoplanctônica de um reservatório urbano eeutrófico, São Paulo, SP, Brasil. Tese de Doutorado. Rio Claro: Universidade EstadualPaulista. 274p.TUNDISI, J. G. (2003). Água no século XXI:.Enfrentando a escassez. 1 ed. São Carlos,Rima/IIE.VAITOMAA, J. (2006). The effects of environmental factors on biomass and Microcystinproduction by the freshwater cyanobacterial genera Microcystis and Anabaena. Dissertationesbioscientiarum molecularium Universitatis Helsingiensis in ViikkiVARIS, O. (1993). Cyanobacteria dynamics in a restored Finnish lake: A long termsimulation study. Hydrobioloia 268: 129-145WATSON, S. B., McCAULEY & DOWNING, J. A. (1997). Patterns in phytoplanktontaxonomic composition across temperate lakes of differing nutrient status. Limnology andOceanography 42: 487-495WERNER, V. R. (2002). Cyanophyceae/Cyanobacteria no sistema de lagoas e lagunas daPlanicie Costeira do estado do Rio Grande do Sul. Brasil. Tese de Doutorado. Rio Claro:Universidade Estadual Paulista. 363p.WILMOTTE, A. (1988). Growth and morphological variability of six strains of Phormidiumcf. ectocarpi Gomont (Cyanophyceae) cultivated under different temperatures and lightintensities. Archives of Hydrobiology/Algological Studies %0-53: 35-46WOLOSZYNKA, J. (1912). Das phytoplankton einiger javanischer Seen, mitBerucksichtigung des Sawa-Plankton. Bull. Acad. Sci. Cracovie. Mat.-nat., Ser. B, Cracovie.P. 649-709.XIE, L.Q.; XIE, P.; TANG, H.J. (2003). “Enhancement of dissolved phosphorus release fromsediment to lake water by Microcystis blooms-an enclosure experiment in a hypereutrophic,subtropical Chinese lake” Environmental Pollution, v. 122, pp.391-399.

196YASUNO, M., TAKAMURA, N. & HANAZATO, T. (1993). Nutrient enrichmentexperiment using small microcosm. In: Gopal, B., Hillbricht-llkowska, A.& Wetzel, r. g.(eds), Wetlands and ecotones. Studies on Land-Water Interactions. National Institute ofecology and National Scientific Publications. New Delhi: 181-193YUNES, (2002). Fatores que levam às florações de cianobactérias. Reunião Sanepar – CT.Curitiba-PRZARET, T. M.; DEVOL., A. H. & SANTOS, A. D. (1981). Nutrient addition experiment inLagoa Jacaretinga, Central Amazon Basin, Verh. Int. Ver. Limnol., v. 21, p. 721-724ZEVENBOOM, W., KNIP, K. M. & MUR, L. R. (1980). Influence of the nature of thegrowth-limitation on some physiological properties of Oscillatoria agardhii grown incontinuous cultures. P 109-127 in W. ZEVENBOOM. Growth and nutrient uptake kinetics ofOscillatoria agardhii. Phd Thesis, Univ. Amsterdam.ZEVENBOOM, W., (1987). “Ecophysiology of nutrient uptake, photosynthesis and growth”,Can. Bull. Fish. Aquatic. Sci., v. 214, pp. 391-422.

197CAPITULO 3: Análise da Distribuição Geográfica dos Estudos sobre aOcorrência de Populações de Cianobactérias nos Ecossistemas AquáticosResumoO perigo representado por cianobactérias para abastecimento de água tem sido reconhecidocomo crescente ao longo dos últimos anos. Neste trabalho realizamos um levantamentobibliográfico através de uma pesquisa da literatura, nos anos de 1999 a 2006, sobrecianobactérias em todas as regiões do mundo, com o objetivo de avaliar a atenção dada àscianobactérias após a publicação original de Chorus e Bartram, em 1999 (“ToxicCyanobacteria in Water”). Estudos sobre populações de cianobactérias ao longo do período dolevantamento, relacionam-se com as principais regiões geopolíticas mundiais e nacionais. Olevantamento bibliográfico foi realizado no sítio do “Thomson ISI”, disponível entre 1999 a2007, utilizando palavras-chave pertinentes a “cyanobacteria”. Segundo os resultados obtidos,constatou-se crescimento exponencial nítido do número de publicações em cianobactérias,muitos dos quais desenvolvidos nos EUA e Europa, publicados em periódicos de circulaçãointernacional e apresentando elevado índice de citação. Em uma análise de regressãoevidenciaram-se diferentes tendências temporais nas pesquisas em cianobactérias, indicando,para os anos mais recentes (2000 até 2005), uma diversidade maior de instituiçõespreocupadas com o problema das florações.Palavras-chave: produção científica, cianobactérias, regiões no mundo e no Brasil.

198AbstractThe threat posed by cyanobacteria in the world water supply systems has been recognized as agrowing risk in recent years. This work was based on a survey conducted through a literaturesearch from 1999 to 2006 on cyanobacteria in all regions of the world, to evaluate theattention given to this group since the original publication of Chorus and Bartram, in 1999(“Toxic Cyanobacteria in Water”). The survey includes studies on cyanobacteria performed inseveral national and global geopolitical regions. The analysis was made using the ThomsonISI site, available from 1999 to 2007, using keywords relevant to "cyanobacteria. " Accordingto the results, there was a clear exponential growth in the number of publications oncyanobacteria, most of them were developed in the USA and Europe and published ininternational journals of high impact factor. The regression analysis confirmed evidence ofdifferent temporal trends in researches performed on cyanobacteria, showing in more recentyears (2000 to 2005) a greater diversity of institutions concerned with the problem of bloomsof cyanobacteria.Keywords: scientific publications, cyanobacteria, worldwide regions

1991 IntroduçãoDurante os últimos anos, a incidência da ocorrência de florações de algas ecianobactérias, no ambiente marinho (geralmente chamadas de maré vermelha, causadas pordinoflagelados) e no de água doce (chamadas de florações de algas) tem aumentadoglobalmente em freqüência, intensidade e duração (Anderson et al., 1993; Chorus & Bartram,1999).As cianobactérias, também conhecidas como algas azuis, fazem parte do fitoplânctonnatural e são parte essencial num ecossistema aquático, e em termos econômicos estasbactérias têm uma importância alta, pois possuem importantes compostos com potenciaisaplicações biomédicas, como antivirícos, antibióticos, antitumores e antifúngicos (Sivonen &Jones, 1999). No entanto, em determinadas condições, normalmente uma combinação deelevado aporte de nutrientes, reservatórios rasos, temperatura elevada e condições estáveis, ascianobactérias podem crescer excessivamente e formar florações com elevadas densidades decélulas (Drikas et al., 2001).As florações de cianobactérias em reservatórios destinados à produção de água paraconsumo humano originam muitos problemas para o abastecimento de água potável(entupimento de filtros, acréscimos na dosagem de reagentes, produção de odores e sabores).No entanto, as crescentes preocupações relacionadas com as cianobactérias relacionam-secom o fato de uma proporção significativa de cianobactérias produzirem uma ou mais toxinas(Codd et al., 1988; Carmichael, 1992, Codd, 1995; Sivonen, 1996; Codd, 1997; Chorus &Bartram, 1999).As cianobactérias são também conhecidas como algas verde-azuis devido (retirarisso) à combinação de características comuns às bactérias e às algas. Estas bactérias sãoprocariotas fotossintéticos uni- e multicelulares que possuem clorofila a. A maioria dascianobactérias são fotoautotróficas aeróbias, que precisam de água, dióxido de carbono,substâncias inorgânicas e luz, para a sua sobrevivência. A fotossíntese é o seu principal modode metabolismo de energia. No entanto, em ambiente natural, conhecem-se espécies capazesde sobreviver a longos períodos na escuridão. Assim, algumas cianobactérias apresentam umacapacidade distinta para a nutrição heterotrófica. Há registros de cianobactérias muitopequenas (0,2 – 2 µm), tendo sido reconhecida como uma fonte potencial significativa naprodução primária, em vários ambientes aquáticos (Mur et al., 1999).A morfologia básica das cianobactérias compreende formas unicelulares, coloniais emulticelulares filamentosas, podendo estas ser ou não ramificadas e portadoras ou não de

200células especializadas, os heterocistos. Muitas espécies de cianobactérias possuem vesículasde gás que são inclusões citoplasmáticas capazes de proporcionar regulação na flutuação e sãoestruturas cilíndricas que se enchem de gás. A sua função é dar às espécies planctônicas umimportante mecanismo ecológico de serem capazes de ajustar a sua posição vertical na colunade água (Mur et al., 1999).A OMS, no sentido de proteger a saúde pública, estabeleceu o valor guia de 1 µg/lpara a microcistina-LR total (conjunto da intracelular e extracelular) na água para consumohumano. Este valor é provisório, mas foi calculado com base na exposição a longo prazoCodd (2000); Falconer et al. (1999) e já está sendo utilizado em alguns países (e.g. Austrália eReino Unido). Valores guia para outro tipo de cianotoxinas não foram estabelecidos devido àinsuficiência de dados (Falconer et al. (1999). Valores guia para águas de recreio, baseadosem estudos epidemiológicos também estão sendo utilizados, nesses mesmos países, na gestãodestas águas (valor guia de 20 000 células cianobactérias) (Codd, 2000).O debate de como ocorre à proliferação de florações de cianobactérias tem avançadocientificamente (Chorus & Bartram, 1999) (tem artigos mais recentes). Sendo assim, torna-seimportante abordar, através de uma análise quantitativa, o desenvolvimento destes estudossobre cianobactérias e identificar seus possíveis paradigmas.Vanti (2002) considera que as técnicas quantitativas de avaliação das informaçõeshoje disponíveis podem ser divididas em “bibliometria, cienciometria, informetria e maisrecentemente, webometria”. Todas têm funções similares e cada uma delas propõe medir apropagação do conhecimento científico e o fluxo da informação sob enfoques diversos.As abordagens informétricas, bibliométricas e cienciométricas, pelas quais a ciênciapode ser retratada através dos resultados que alcançam, têm por base a noção de que aessência da pesquisa científica é a produção de conhecimento e que a literatura científica é umcomponente desse conhecimento (Macias-Chapula, 1998).O termo cienciometria surgiu na antiga União Soviética, tornando-se mais conhecidono final da década de 1970, com uma publicação na revista “Scientometrics”, na Hungria(Vanti, 2002). De acordo com a mesma autora, os acadêmicos começaram a ter mais interessepela cienciometria na década de 1980 devido ao surgimento de um banco de dados de artigospublicados em revistas indexadas e fornecidas para as universidades pelo antigo “Institute forScientific Information” (ISI, hoje Thomsom ISI). Esse banco de dados dispõe de informaçõessobre as publicações de diversos periódicos, em diferentes abordagens e nos mais variadoscampos do conhecimento (Strehl & Santos, 2002). Com a cienciometria, pode-se avaliar aimportância de determinado assunto, autor e/ou trabalho, além de evidenciar as tendências e

201contribuições de uma determinada disciplina, um determinado pesquisador ou grupo depesquisadores, instituição ou país em relação ao avanço científico e tecnológico mundial(Macias-Chapula, 1998; Strehl & Santos, 2002)1.2 HipóteseHá um aumento no interesse do problema de cianobactérias manifestado pelo númerode artigos publicados, principalmente em paises desenvolvidos.1.3 ObjetivosO objetivo deste trabalho foi o de realizar um levantamento e análise da distribuiçãogeográfica dos estudos sobre ocorrência de populações de cianobactérias (artigos ecologia,fisiologia, taxonomia), (defina o que significa artigos com populações) através de banco dedados eletrônicos, entre 1999 e 2006.Para tal foram avaliados os seguintes parâmetros:- tendência temporal do número de artigos publicados sobre cianobactérias;- localização das publicações nas principais regiões geopolíticas mundiais ebrasileiras;- identificação do estado atual dos estudos em cianobactérias e as principais lacunas.2 Material e MétodosPara a análise quantitativa da importância de cianobactérias, foi utilizada a produçãobibliográfica como indicador dos resultados obtidos nesse campo das ciências naturais nosúltimos 8 anos. O levantamento quantitativo da literatura sobre populações de cianobactériasfoi realizado utilizando as principais fontes de dados disponíveis nos sítios “Institute ofScientific Information, Thomson ISI” (“Web of Science”http://isi3.newisiknowledge.com/portal.cgi, ISI Web of Knowledge, 2006), Science Direct,PubMed, Periódicos Capes e somente o campo de pesquisa “TOPIC” foi preenchido usando otermo “cyanobacteria” como palavra-chave com as suas diversas variações *cyanobacteria*,*cyanophyta*, *cyanoprokaryotes*, *cyanophyceae*, *blue algae*, *blue-green algae*,*myxophyta* com a opção “Title only”, que foi utilizada para restringir a pesquisa apenas

202aqueles trabalhos diretamente relacionados com o estudo de cianobactérias e limitando operíodo de publicação dos artigos de 1999 a 2006, com todos os nomes dos continentesindividuais.Todos os trabalhos disponibilizados, pelos critérios de procura citados acima, foramtabulados em planilha eletrônica e através dos seus respectivos resumos foram registrados. Foiutilizado o “Thomson ISI” devido a sua abrangência quanto ao número de publicações equalidade das revistas científicas indexadas. Foram obtidas as seguintes informações de cadaum dos trabalhos que apresentaram os critérios relacionados acima: (i) ano de publicação doartigo; (ii) periódico em que o artigo foi publicado; (iii) tipo de documento publicado (artigo,revisão, carta, notas, resumos em anais, material editorial, correções); (iv) nacionalidade doprimeiro autor (local de trabalho), no caso de artigos com mais de um autor; (v) áreageográfica de enfoque do estudo; (vi) tipo de estudo (teórico, empírico ou descritivo); (vii)ambiente aquático; (viii) tipo de organismo estudado (cianobactérias ou algas) e (ix) palavraschave.Buscas incluíram todas as línguas, porém somente artigos de língua inglês original ouartigos com resumos em inglês foram aceito na revisão.É reconhecido que um corpo significativo de conhecimento pode ter escapado dainclusão nesta revisão. O levantamento foi realizado de março a dezembro de 2007, e janeirode 2008.Foram selecionadas para a busca quatro bases de dados de reconhecimentointernacional, que abrangem conteúdos das áreas de Ciência Biológicas, Ciências da Saúde,Ciências Ambientais e Ciências Agrárias: MEDLINE – “MEDlars onLINE, the Web ofScience , PubMed, Biological Abstracts, CAB Abstracts e o gerenciamento bibliográfico dosdados foi através do EndNorte.A variação da quantidade de artigos publicados sobre cianobactérias em função dotempo decorrido após 1999 foi descrita através de uma reta de regressão linear simples, apartir de diagrama de dispersão.3 Resultados e DiscussãoDe acordo com o levantamento realizado, foram encontrados 8218 trabalhos noperíodo de 1999 a 2006 utilizando a palavra-chave “cyanobacteria” com suas diversasvariações. No entanto, nem todos continham as informações procuradas. Os trabalhos maisantigos, encontrados nesse banco de dados (Thomson ISI), foram publicados nos anos de1878 (vale a pena citar de quem) (1 trabalho), 1879 (vale a pena citar de quem) (1 trabalho),

2031883 (1 trabalho), 1887 (3 trabalhos), sendo que globalmente esses números ultrapassaram6% (518) dos trabalhos ano -1 para ecossistemas aquáticos (marinhos e água doce) até 1999(Figura 1A) e 4,6% (118) trabalhos ano -1 para água doce especificamente (Tabela 1).O levantamento mostrou um aumento crescente do interesse no tema“cianobactérias”, como mostra o número de trabalhos publicados por ano (Tabela 1, 2 eFigura 1).Observando os dados apresentados na Tabela 1, é fácil ver a tendência de aumento detrabalhos publicados sobre cianobactérias em função do tempo, principalmente a partir do anode 1999. A análise de regressão linear efetuada confirmou essa relação significativa entre onúmero de artigos publicados com o passar do tempo (R² = 0,79; p = 86,88).Tabela 1. Número de trabalhos publicados sobre cianobactérias em ecossistemasaquáticos em geral e água doce, no mundo: 1999 – 2006 (Porcentagem com relação ao totalde trabalhos analisados)Ano Trabalhos % Água doce %1999 518 6,3 118 4,62000 896 10,9 281 112001 973 11,8 278 10,92002 1088 13,2 318 12,52003 1090 13,3 387 15,22004 1188 14,5 384 152005 1269 15,4 404 15,82006 1201 14,6 384 15Total 8218 100 2554 100

204Tabela 2. Distribuição do número de trabalhos publicados sobre cianobactérias nos diversoscontinentes (1999 – 2006) (não tem chamada no texto para esta tabela!)Ano África Am. Am. Am. Sul Antártida Ásia Oceania Europa DemaisCentral Norte1999 14 1 81 29 6 143 35 183 262000 29 3 182 40 21 186 41 324 702001 19 1 192 35 17 227 70 351 622002 35 3 212 34 6 246 29 422 962003 34 2 197 57 13 259 32 327 1692004 23 5 234 48 13 326 25 322 1922005 29 5 263 37 9 316 39 348 2222006 26 5 275 44 11 322 36 293 189Total 209 25 1636 324 96 2025 307 2570 1026Nos anos posteriores a 1999, observou-se um aumento expressivo do número detrabalhos sobre cianobactérias (Figuras 1 e 2: existem duas fig. 2 – pág. 225 e 226) e, emboraas curvas de aumento não indiquem uma linearidade dos dados, sugerem um aumentoexponencial nítido do número de trabalhos ao longo do tempo. Esse aumento de publicaçõessobre cianobactérias é um indicativo do aumento de pesquisadores interessados nessa área,bem como de seu progresso cientifico, considerando que o número de publicações é uma dasmedidas mais utilizadas para quantificar o progresso e a evolução de uma ciência (Verbeek etal., 2002).Segundo Macias-Chapula (1998) e Vanti (2002), a revista na qual o trabalho foipublicado é um dos critérios, dentre outros, para avaliação do contexto em que se insere ocampo do conhecimento em avaliação. Em populações de cianobactérias, as revistas com altataxa de publicação, como observado na Figura 4, não editam apenas trabalhos específicos daárea relacionada às cianobactérias e são todas de circulação internacional. Esses fatoresindicam, junto com o crescente número de publicações (principalmente artigos) ao longo dotempo, que ficologia de populações de cianobactérias é uma área com propósitos sólidos, emconstante expansão e com uma razoável rede de circulação do conhecimento adquirido.Outro critério para avaliação dos trabalhos científicos, não abordado neste trabalho,além da revista na qual eles foram publicados, é a freqüência com que um trabalho é citadopor outros. O número de citações é utilizado para avaliar o impacto de um trabalho na

205comunidade científica diretamente ligada ao campo de abrangência do estudo (Verbeek et al.,2002). Dessa forma, espera-se que um trabalho inédito, abrangente e com resultadosinteressantes e inovadores, seja citado por vários outros autores. No entanto, a maioria dosartigos publicados, em geral, não é citada ou apresenta uma freqüência de citação muito baixa(Verbeek et al., 2002; Colquhoun, 2003). Em ficologia de populações de cianobactérias, essepadrão não se mostrou anômalo. De acordo com Verbeek et al. (2002), o tempo de publicaçãoque um determinado trabalho está disponível na literatura não influencia seu índice de citação,mas sim a qualidade do trabalho e, conseqüentemente, de sua produção bibliográfica e há umatendência a valores crescentes e positivos em direção às décadas de 1990 e 2000 (até 2006),indicando que os trabalhos mais recentes tendem a ser mais citados.Para Colquhoun (2003), embora a maioria dos trabalhos tenha sido publicada emrevistas consideradas de ampla circulação, apresentando, alguns, altos níveis de citação, nãofoi observada correlação entre o número de citações dos artigos e o fator de impacto dasrevistas em que foram publicados essas duas variáveis (citação e impacto) não se relacionampelo fato de que muitos trabalhos de boa qualidade são rejeitados por revistas de grandeimpacto. Portanto, tais trabalhos são publicados em revistas menos expressivas (com fator deimpacto menor), porém apresentam alto índice de citação devido à qualidade e expressividadede seus resultados. As revistas Nature e Science, conhecidas mundialmente pelo alto nível desuas publicações, rejeitam, por exemplo, cerca de 95% dos trabalhos que recebem paraavaliação. Conforme Lawrence (2003), muitos trabalhos de boa qualidade são rejeitadossimplesmente devido ao anonimato ou falta de influência do autor e não pela qualidade dotrabalho desenvolvido. De certa forma, essa política que envolve os editores acabadegradando o progresso da ciência, principalmente nos países desenvolvidos, onde oinvestimento em pesquisa é maior (Barcinski, 2003).Em estudos sobre populações de cianobactérias, os esforços de pesquisa foramconcentrados em três regiões territoriais: européia, asiática e norte americana (Figura 2A) edesenvolvidos, em sua maioria, por autores também europeus, asiáticos e norte-americanos ouque trabalham na União Européia, Ásia ou nos EUA. Segundo “4 th Meeting of the WorkingGroup on Water and Health. Agenda item 6: Conference on cyanobacteria – Geneva,Switzerland, 2004”, o grande número de publicações de autores europeus, asiáticos e norteamericanos (31%, 25% e 20% respectivamente) é o reflexo do investimento em infra-estruturae financiamento de pesquisas, não apenas por instituições públicas, mas também por empresasprivadas e organizações não-governamentais.

206Apesar desses territórios ocuparem as primeiras posições quanto ao número deautores e de estudos desenvolvidos sobre cianobactérias em suas áreas geográficas, adiscrepância entre esses valores (Figura 2 e 4) sugere que muitos pesquisadores dessas regiõesou vinculados às instituições nacionais desenvolvem pesquisas em ecossistemas localizadosem outros países. Isto se deve, em parte, ao grande número de estrangeiros que se qualificamnos EUA, na Europa e na Ásia, mas buscam os dados nos seus países de origem. Dessa forma,o vínculo profissional fica consolidado com uma instituição de suas regiões, mas a pesquisa édesenvolvida, de fato, em outra região geopolítica.A ameaça causada pelas cianobactérias no abastecimento de água tem sidoreconhecida como uma crescente ameaça para os últimos 30 anos. Pesquisas sobrecianobactérias, cianotoxinas e problemas associados são particularmente importantes emregiões, especialmente de países desenvolvidos, onde um aumento da densidade populacional,tem deixado um impacto tremendo sobre a qualidade da água. O aumento da eutrofização é amaior preocupação, pois causa uma expansão das florações de cianobactérias. O centroEuropeu para Meio Ambiente e Saúde (OMS - Roma para Europa), conduziu umlevantamento da literatura para avaliar a atenção dada a cianobactérias desde a publicaçãooriginal (Chorus, 2001) em 1999. O resultado mostrou um aumento do interesse de algunspaíses no problema de cianobactéria, como Alemanha, França, Hungria, Portugal e Suécia.Outra hipótese que se complementa com a idéia anterior para explicar essadiscrepância pode estar ligada ao ambiente natural, uma vez que os trabalhos analisados sãode populações de cianobactérias. Algumas dessas regiões possuem poucos ecossistemasnaturais, sendo esses pobres em diversidade biológica quando comparados a outras regiões(e.g. região tropical). Assim, muitos de seus pesquisadores ou vinculados às universidadesnacionais buscam ecossistemas localizados em outros países para desenvolverem seusestudos.Considerando que o investimento em ciência está diretamente relacionado com aformação e qualificação de pesquisadores, mestres e doutores titulados (Mugnaini et al.,2004), segundo os dados obtidos neste trabalho, a região asiática é a que apresenta maiornúmero de trabalhos científicos publicados precedidos da região européia. Populações decianobactérias ocorrem nos corpos d’água de todos países europeus e eles apresentam umnúmero de publicações relativamente alto (Figura 2).As pesquisas iniciais sobre cianobactérias documentadas nos E.U.A. revelaram opotencial veneno de alga verde-azul registrado em “The Bulletin of the Minnesota Academyof Science” (Arthur, 1883). O primeiro caso descrito de doenças humanas devido às toxinas

207de cianobactérias ocorridas em Charleston, Oeste da Virginia foi publicado no The AmericanJournal of Public Health (Tisdale, 1931).O Brasil, apesar de ser considerado um país em desenvolvimento, apresenta uma boacolocação quanto ao número de publicações sobre populações de cianobactérias, quandocomparado a outros países considerados desenvolvidos (Figura 1B). Embora a eutrofizaçãotenha sido reconhecida globalmente como uma preocupação crescente desde os anos de 1950foi nas últimas três décadas que a proliferação de florações de cianobactérias tóxicas se tornoureconhecida como um problema à saúde humana (Chorus & Bartram, 1999). A importânciarelativa das toxinas só foi conhecida praticamente na América do Sul e Central depois dasflorações de cianobactérias no Brasil. A ocorrência de florações de cianobactériaspotencialmente tóxicas tem sido registrada em quase todos estados brasileiros, da região Nortea Sul.De acordo com uma revisão de Sant’Anna e Azevedo (2000), os gêneros maiscomuns são Microcystis e Anabaena, mas um aumento em dominância deCylindrospermopsis foi detectado na última década (Bouvy, et al., 1999; Huszar et al., 2000).Além disso, o isolamento de cianobactérias nanoplanctônicas tóxicas (Synechocystisaquatilis) de cepas de cianobactérias costeiras e de reservatórios na região Nordeste Brasileiro(Domingos et al., 1999; Komárek, et al., 2001) define uma mudança nova para a saúdepública.No continente africano com os seus 57 países, alguns dos quais são estados pequenose vários estão em situação de crises políticas nos seus territórios, pouco se investe naspesquisas sobre cianobactérias (Figura 2A), apesar da existência de várias organizações pan-Africanas ou o não envolvimento dos países mais desenvolvidos da região, tal como África doSul.A Austrália e a Nova Zelândia têm sido ativos e os maiores contribuintes detrabalhos publicados sobre cianobactérias na região oceânica. Tem também sido relevante,segundo trabalhos obtidos neste estudo, um investimento significativo em pesquisasrelacionadas ao controle e gestão das cianobactérias, particularmente em técnicas detratamento de água para remoção de cianotoxinas.A distribuição geográfica desses trabalhos também mostrou que o problema decianobactérias é reconhecido como uma área de pesquisa básica e científica aplicada namaioria dos países do mundo.

2081400A12001000800Número de artigos publicados6004004035B302520151999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006Ano de publicação do artigoFigura 1. Número de trabalhos sobre cianobactérias publicados ao longo dos últimos8 anos do mundo e do Brasil. (1A): Mundo (n = 8218) e (1B): Brasil (n = 180).

209Número de artigos publicados150012501000750500250y = 86,881x - 172952R 2 = 0,790501998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006AnoFigura 2: A variação do número de trabalhos publicados sobre cianobactérias emfunção do tempo decorrido após seu primeiro ano de levantamento dos dados.

210A209AAC25AN1636AS324An96As2025E2570O3070 500 1000 1500 2000 2500 3000BCO3NE25N6SE107S390 20 40 60 80 100 120Figura 3. Número de trabalhos sobre cianobactérias publicados ao longo dos últimos 8 anosem diferentes regiões continentais e brasileiras: Mundo (2A) e Brasil (2B): 1999 – 2006 (2A:A = África, AC = América Central, AN = América do Norte, AS = América do Sul, An =

211Antártida, As = Ásia,. E = Europa e O = Oceania. 2B: CO = Centro Oeste, NE = Nordeste, N= Norte, SE= Sudeste, S = Sul)Figura 4. Número de trabalhos sobre cianobactérias publicados nas diferentes 5regiões brasileira indicadas de 1 a 5: 1999 – 2006. (N = Região Norte, NE = Região Nordeste,CO = Região Centro-Oeste, SE = Região Sudeste e S = Região Sul).Os trabalhos analisados foram publicados, principalmente, como documentos naforma de artigos e revisões em revistas diferentes. Porém, uma parte significativa (cerca de21%, 77 revistas) continha menos de 12 trabalhos publicados. Dentre as 56 revistas comnúmero maior ou igual a 13 trabalhos, as seguintes podem ser destacadas com número maiorque 100: Hydrobiologia (189 artigos), Applied and Environmental Microbiology (189) eJournal of Bacteriology (159). A Tabela 2 mostra as revistas com 100 ou mais trabalhospublicados.

212Tabela 2. Listagem número da ordem dos periódicos e do periódico correspondente durante operíodo do estudo.Nº de ordem Periódicos1Acta Hydrobioloca Sinica2African Journal of Aquatic Science3Algae4Ambio5Applied and Environmental Microbiology6Applied Microbiology and Biotechnology7Aquaculture8Aquatic Ecology9Aquatic Microbial Ecology10Archiv fuer Hydrobiologie Supplement11Archiv Fur Hydrobiologie12Archives of Microbiology13Astrobiology14Biochemistry15Biochimica et Biophysica Acta16Biophysical Journal17Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences18Cryptogamie Algologie19Current Microbiology20Ecohydrology and Hydrobiology21Ecological Modelling22Environmental Microbiology23Environmental Toxicology24Estuaries and Coasts25European Journal of Biochemistry26European Journal of Phycology27Febs Letters28Fems Microbiology Ecology29Fems Microbiology Letters30Freshwater Biology

2133132333435363738394041424344454647484950515253545556Harmful AlgaeHydrobiologiaInternational Journal on AlgaeJournal of Applied PhycologyJournal of BacteriologyJournal of Biological ChemistryJournal of Freshwater EcologyJournal of PhycologyJournal of Plankton ResearchJournal of Plant PhysiologyLake and Reservoir ManagementLimnologyLimnology and OceanographyMarine Ecology Progress SeriesMarine Pollution BulletinMicrobial EcologyMolecular MicrobiologyNaturePhycologiaPlant and Cell PhysiologyScienceToxiconWater Resources ResearchWater Science and TechnologyWorld Journal of Microbiology & BiotechnologyDemais periódicos

2144 ConclusõesA partir do levantamento bibliográfico realizado acima, sobre estudos sobrecianobactérias e suas toxinas, podem ser apresentadas as seguintes conclusões:- A área de pesquisa em cianobactérias e cianotoxinas está rapidamente adquirindomaior importância cientifica em todas as regiões do mundo;.- A presença de cianobactérias, freqüentemente associada com florações, tem sidoobservado em vários ambientes nos diversos continentes, indicando se tratar de um problemaglobal relevante, em relação a produção de água para consumo em todas as regiões. Mudançasclimáticas poderão aumentar ainda mais a proliferação de cianobactérias ou aumentar osperíodos de floração.- Muitos trabalhos sobre cianobactérias podem estar fora deste estudo, porque amaioria deles encontra-se em relatórios, resumos expandidos, dissertações de mestrado e tesesde doutorados não publicados.

2156 Referências BibliográficasANDERSON, D. M., GALLOWAY, S.B., JOSEPH, J.D. (1993). Marine Biotoxins andHarmful Algae: A National Plan. Woods Hole Oceanographic Institution. Technical ReportWHOI-93-02.ARTHUR, J. C. (1883). "Some algae of Minnesota supposed to be poisonous." Bull. Minn.Acad. Sci. 2: 1-12.--- (1887). Second report on some algae of Minnesota supposed to be poisonous. Univ.Minnesota, Pioneer Press Co.--- (1887). Some algae of Minnesota supposed to be poisonous. Univ. Minnesota, PioneerPress Co.--- (1887). Investigation of supposed poisonous vegetation in the waters of some of the lakesof Minnesota.BARCINSKI, M.A. (2003). Disruption to science in developing countries. Nature, London, v.423, n. 6939, p. 480-480.BOUVY, M.; MOLICA, R.; OLIVEIRA, S.; MARINHO, M.; BEKER, B. (1999). Dynamicsof a toxic cyanobacterial bloom (Cylindrospermopsis raciborskii) in a shallow reservoir in thesemi-arid region of northeast Brazil. Aquatic Microbial Ecology. 20: 285-297.CARMICHAEL, W. W. & D W. R. EVANS (1992). Neurotoxic Lyngbya wollei inGuntersville Reservoir, Alabama. North American Lake Management Society 12th AnnualInternational Symposium.CARMICHAEL, W.W. (1997). In: Advances in Botanical Research. J. Callow, ed., London,Academic Press: 27: 211-256.CHORUS & BARTRAM (Eds) (1999). Toxic cyanobacteria in water: a guide to their publichealth consequences, monitoring and management, WHO, E&FN Spon, Routledge, London.CODD, G.A., EDWARDS, C., BEATTIE, K.A., LAWTON, L.A., CAMPELL, D.L. ANDBELL, S.G. (1995). Toxins from blue-green algae. The Pringsheim Lecture. In: W. Wiessner,E. Schnepf and R. C. Starr [Eds] Algae, Environment and Human Affairs. Biopress, Bristol,1-17.CODD, G.A.; POON, G.K. (1988). Cyanobacterial toxins. In: Rogers, L.J.; Gallon, J.R. (eds.)Biochemistry of the algae and cyanobacteria. Oxford University Press, Oxford, p.283-296.CODD, G. A. (2000). “Cyanobacterial toxins, the perception of water quality, and theprioritisation of eutrophication control”. Ecological Engineering, 16, pp. 51-60.COLQUHOUN, D. (2003). Challenging the tyranny of impact factors. Nature, London, v.423, n. 6939, p. 479-479.

216DOMINGOS, P.; RUBIN, T.K.; MOLICA, R.J.R.; AZEVEDO, S.M.F.O.; CARMICHAEL,W.W. (1999). First report of microcystin production by picoplanktonic cyanobacteria isolatedfrom a northeast Brazilian drinking water supply. Environmental Toxicology 14: 31-35.DRIKAS, M., CHOW, C. W. K., HOUSE, J., BURCH, M. D. (2001). "Using coagulation,flocculation and settling to remove toxic cyanobacteria". Journal of American Water WorksAssociation, 2, pp. 100-111.FALCONER, I. R., BARTRAM, J., CHORUS, I., KUIPER-GOODMAN, T., UTKILEN, H.,BURCH, M., CODD, G. A. (1999). "Safe levels and safe practices", in Toxic Cyanobacteriain Water. A Guide to Their Public Health Consequences, Monitoring and Management,editado por Ingrid Chorus e Jamie Bartram, London and New York, E & FN SPON, pp 155-178.FRANCIS, G. (1878, 1879). Poisnous Australian Lake. Nature (London) 18: 11 – 22HUSZAR, V.L.M.; SILVA, L.H.S.; MARINHO, M.; DOMINGOS, P.; SANT’ANNA, C.L.(2000). Cyanoprokaryotes assemblages in eight productive tropical Brazilian waters.Hydrobiologia. 424: 67-77.KOMÁREK, J.; AZEVEDO, S.M.F.O.; DOMINGOS, P.; KOMÁRKOVÁ, J.; TICHÝ, M.(2001). Background of the Caruaru tragedy: a case taxonomic study of toxic cyanobacteria.Algological Studies 140(2): 9-29.LAWRENCE, P.A. (2003). The politics of publication - Authors, reviewers and editors mustact to protect the quality of research. Nature, London, v. 422, n. 6929, p. 259-261.MACIAS-CHAPULA, C.A. (1998). O papel da informetria e da cienciometria e suaperspectiva nacional e internacional. Ci. Inf., Brasília, v. 27, n. 2, p. 134-140.MUGNAINI, R. et al. (2004). Indicadores bibliométricos da produção científica brasileira:uma análise a partir da base Pascal. Ci. Inf., Brasília, v. 33, n. 2, p. 123-131.MUR, L. R., SKULBERG, O. M., UTKILEN, H. (1999). "Cyanobacteria in theenvironment", in Toxic Cyanobacteria in Water. A Guide to Their Public HealthConsequences, Monitoring and Management, editado por Ingrid Chorus e Jamie Bartram,London, E & FN SPON, pp 15-34.SANT’ANNA, C.L. & AZEVEDO, M.T.P. (2000). Contribution to the knowledge ofpotentially toxic Cyanobacteria from Brazil. Nova Hedwigia. 71:(3-4): 359-385.SIVONEN, K. 1996 Cyanobacterial toxins and toxin production. Phycologia, 35(6Supplement), 12-24.SIVONEN, K. e JONES, G. (1999). "Cyanobacterial toxins", In: Toxic Cyanobacteria inWater. A Guide to Their Public Health Consequences, Monitoring and Management, editadopor Ingrid Chorus e Jamie Bartram, London, E & FN SPON, pp 41-91.STREHL, L.; SANTOS, C.A. (2002). Indicadores de qualidade da atividade científica. Cienc.Hoje, Rio de Janeiro, v. 31, n. 186, p. 34-39, 2002.

217TISDALE, E. S. (1931). "Epidemic of intestinal disorders in Charleston, W. Va., occurringsimultaneously with unprecedented water supply conditions." Am. J. Pub. Health 21: 198-200.VANTI, N.A.P. (2002). Da bibliometria à webometria: uma exploração conceitual dosmecanismos utilizados para medir o registro da informação e a difusão do conhecimento.Cienc. Inf., Brasília, v. 31, n. 2, p. 152-162.VERBEEK, A. et al. (2002). Measuring progress and evolution in science and technology - I:The multiple uses of bibliometric indicators. Int. J. Manag. Rev., Oxford, v. 4, n. 2, p. 179-211.WORLD HEALTH ORGANIZATION. (2004). 4 th Meeting of the Working Group on Waterand Health. Agenda item 6: Conference on Cyanobacteria.