tese de doutorado - ICB - Universidade Federal de Minas Gerais
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tese de doutorado - ICB - Universidade Federal de Minas Gerais
TESE DE DOUTORADO Estudos ecológicos da cianobactéria Cylindrospermopsis raciborskii (Woloszynska) Seenayya et Subba Raju no Lago Dom Helvécio, Parque Estadual do Rio Doce, Minas Gerais, Brasil. Fábio da Cunha Garcia Orientador Prof. Dr. Francisco Antônio Rodrigues Barbosa Junho de 2007 UNIVERSIDADE FEDERAL DE MINAS GERAIS – UFMG INSTITUTO DE CIÊNCIAS BIOLÓGICAS DEPARTAMENTO DE BIOLOGIA GERAL PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM ECOLOGIA, CONSERVAÇÃO E MANEJO DE VIDA SILVESTRE Estudos ecológicos da cianobactéria Cylindrospermopsis raciborskii (Woloszynska) Seenayya et Subba Raju no Lago Dom Helvécio, Parque Estadual do Rio Doce, MG, Brasil. Tese a ser apresentada à Universidade Federal de Minas Gerais, como parte dos pré-requisitos do Programa de Pós-Graduação em Ecologia, Conservação e Manejo de Vida Silvestre, para obtenção do título de Doutor em Ecologia. Fábio da Cunha Garcia Orientador Prof. Dr. Francisco Antônio Rodrigues Barbosa Belo Horizonte, junho de 2007. Ficha Catalográfica Garcia, F.C. - Estudos ecológicos da cianobactéria Cylindrospermopsis raciborskii (Woloszynska) Seenayya et Subba Raju no Lago Dom Helvécio, Parque Estadual do Rio Doce, MG, Brasil. Tese de Doutorado. Instituto de Ciências Biológicas, Universidade Federal de Minas Gerais. 82p. Fábio da Cunha Garcia, Belo Horizonte, UFMG, 2007. Palavras-chave: Cylindrospermopsis raciborskii, cianobactéria, influências climáticas, estrutura física da coluna d’água, dinâmica populacional, experimentos in vitro, lago Dom Helvécio, Parque Estadual do Rio Doce-MG, Brasil. Fontes de Financiamento Apoio I Dedicatória Dedico este trabalho ao meu Pai, Isaias Marques Garcia (in memória), um exemplo de pessoa e de pai; um grande incentivador do meu trabalho. Dedico este trabalho a minha mãe Rosa Maria, também um exemplo de pessoa, de mãe e profissional, e mais uma grande incentivadora do meu trabalho. Dedico este trabalho a minha esposa Junia e minha filha Lorena, por fazerem parte da minha vida. II Agradecimentos Ao Professor Francisco Barbosa pela orientação e amizade, que iniciaram em 1992 quando entrei para o Laboratório de Limnologia e será sempre uma referência de pessoa e profissional. À Universidade Federal de Minas Gerais / Instituto de Ciências Biológicas, pela formação de qualidade que me proporcionou, tanto na graduação quanto agora no doutorado. Ao Programa de Pós-graduação em Ecologia, Conservação e Manejo de Vida Silvestre, através dos professores e funcionários, pela formação, logística a apoio durante o doutorado. Ao CNPq, pela a bolsa de estudo e ao PELD/UFMG, pelo financiamento do projeto. Ao Instituto Estadual de Floresta e funcionários do Parque Estadual do Rio Doce, pelo apoio ao desenvolvimento do projeto nessa Unidade de Conservação. A todos os colegas que ajudaram nas coletas; o apoio de vocês foi fundamental para o desenvolvimento do projeto. Aos colegas do Laboratório de Limnologia e de Ecologia do Zooplâncton, pelo convívio amizade e apoio durante o andamento da Tese. Aos colegas do café das 16 horas, momento de descontração e conversas muito importante durante o período da Tese. A Professora Paulina, pela amizade, orientação e presença constante na minha vida acadêmica. Ao Fábio Vieira, pela amizade, ajuda e cafés no Laboratório de Ictiologia. Ao José Fernandes, pela amizade, ajuda na Tese e companhia no café das 16 horas. A Lucilene da Silva, Bióloga, Professora da Rede de Ensino Estadual na região de Dionísio, que muito me ajudou nas coletas semanais. A Cristiane Barros, pela importante participação na tese. A Akemi Aoki, pela contagem do zooplâncton. Especialmente a minha esposa Junia e a minha filha Lorena, por fazerem parte da minha vida; pelo amor, apoio, ajuda e tolerância naqueles momentos de estresse. Especialmente a minha família: minha mãe Rosa Maria – exemplo de pessoa, mulher, mãe e profissional –, meus irmãos Domingos Sávio e Gustavo, amigos e incentivadores do meu trabalho, cunhadas e sobrinhos, pessoas maravilhosas e muito importantes na minha vida. Especialmente a família de minha esposa, minha família em Belo Horizonte, que sempre esteve ao meu lado e são muito importantes para mim. A todos que direta ou indiretamente me ajudaram e comigo conviveram durantes estes anos. A todos vocês, o meu muito obrigado! III Sumário Ficha Catalográfica.................................................................................................... Dedicatória................................................................................................................. Agradecimentos.......................................................................................................... Sumário...................................................................................................................... Lista de tabelas, figuras e anexos............................................................................... I II III IV 1 Apresentação.............................................................................................................. 3 Resumo....................................................................................................................... Abstract...................................................................................................................... 4 6 Introdução.................................................................................................................. Hipóteses de trabalho........................................................................................ Objetivo geral................................................................................................... Objetivos específicos........................................................................................ Área de trabalho................................................................................................ Referências bibliográficas................................................................................ 8 12 12 12 13 15 Cap 1.......................................................................................................................... Resumo............................................................................................................. Introdução........................................................................................................ Material e métodos......................................................................................... Resultados........................................................................................................ Discussão.......................................................................................................... Referências bibliográficas................................................................................ 17 19 20 21 22 26 30 Cap 2.......................................................................................................................... Resumo............................................................................................................. Introdução......................................................................................................... Material e métodos......................................................................................... Resultados........................................................................................................ Discussão.......................................................................................................... Referências bibliográficas................................................................................ 32 33 35 36 39 48 55 Cap 3.......................................................................................................................... Resumo............................................................................................................. Introdução........................................................................................................ Material e métodos......................................................................................... Resultados........................................................................................................ Discussão.......................................................................................................... Referências bibliográficas................................................................................ 59 60 62 63 64 69 73 Conclusões ................................................................................................................ 75 Anexos....................................................................................................................... 79 IV Lista de tabelas Página Tabela 2.1 Valores médios e desvio padrão de variáveis físicas e químicas do lago Dom Helvécio. Resultados do teste Mann-Whitney com os valores significativamente diferente entre os períodos desestratificado e estratificado. 40 Tabela 2.3. Principais espécies e sua contribuição para a biomassa total do fitoplâncton no lago Dom Helvécio nas cinco fases identificadas. 42 Tabela 2.4. Medidas de importância (eigenvalues), de correlações espéciesambiente (força da interação) e da percentagem acumulada da variância das espécies (relação espécies-ambiente) explicada pelos eixos da ordenação canônica. 43 Tabela 2.5. Coeficientes de correlação “inter-setas” entre as variáveis ambientais significativas e que foram adicionadas ao modelo de ordenação canônica. 43 Tabela 2.7. Coeficiente de correlação de Spearman entre a biomassa de Cylindrospermopsis raciborskii e as variáveis ambientais. 47 Tabela 3.1. Concentrações iniciais e finais de fósforo solúvel reativo (PO4-P), nitrato (NO3-N) e amônia (NH4-N), e razões entre nitrogênio inorgânico dissolvido e fósforo inorgânico dissolvido (DIN:DIP) nos diferentes tratamentos do experimento com enriquecimento. 67 Lista de figuras Figura 1. Figura 1. Fotos de microscópio invertido (~2.000 x) da cepa de C. raciborskii isolada do lago Dom Helvécio, MG. 9 Figura 2. Localização do Parque Estadual do Rio Doce com parte do sistema lacustre do médio Rio Doce, evidenciando o lago Dom Helvécio. 13 Figura 3. Vista panorâmica do lago Dom Helvécio, a partir do mirante. 14 Figura 1.1. Variações anuais da temperatura do ar, da estabilidade da coluna d’água e do conteúdo de calor no lago Dom Helvécio, Parque Estadual do Rio Doce-MG no período 2001 a 2004. 23 Figura 1.2. Variação anual da temperatura do ar na região do trecho médio do Rio Doce, da profundidade da zona de mistura e da estabilidade da coluna d’água do lago Dom Helvécio, entre julho de 2002 e julho de 2003. 24 Figura 1.3. Diagramas de profundidade/tempo da temperatura da água (A) e concentração de oxigênio dissolvido (B) no lago Dom Helvécio, Parque Estadual do Rio Doce-MG no período julho de 2002 a julho de 2003. 25 Figura 1.4. (A) Variação mensal da profundidade da zona de mistura e das concentrações de fósforo e nitrogênio total, no lago Dom Helvécio. A linha tracejada mostra o limite entre os estados tróficos oligotrófico, mesotrófico e eutrófico, segundo modelo de Salas & Martino (1990). (B) Variação mensal da 1 concentração de fósforo total e da densidade total do fitoplâncton no lago Dom Helvécio. 26 Figura 2.1. Divisão do período de estudo em fases: I) desestratificação/02; II) transição/02; III) estratificação02/03; IV) transição/03 e; V) desestratificação/03. 38 Figura 2.2. Biomassas das Classes fitoplanctônicas na zona eufótica do lago Dom Helvécio no período julho 2002 a julho 2003. 41 Figura 2.3. Diagrama de ordenação da Análise de Correspondência Canônica (CCA) mostrando as espécies fitoplanctônicas, as variáveis ambientais que exercem influência significativa e independente na distribuição do fitoplâncton. 44 Figura 2.4. Variação – média e desvio padrão – na biomassa de C. raciborskii nas profundidades de 100, 10 e 1 % incidência da luz na superfície, no lago Dom Helvécio, MG. 45 Figura 2.5. Variação na biomassa de espécies da Classe Cyanophyceae ao longo do período de estudo. 46 Figura 2.6. Biomassa de Cylindrospermopsis raciborskii – com (ch) e sem heterocito (sh) no lago Dom Helvécio. 47 Figura 3.1. Curvas de crescimento de culturas de Cylindrospermopsis raciborskii mantidas sob quatro condições de temperatura. 65 Figura 3.2. Densidades de Cylindrospermopsis raciborskii inicial e após dez dias de incubação em diferentes temperaturas. 65 Figura 3.3. Curvas de crescimento de culturas de Cylindrospermopsis raciborskii mantidas sob quatro condições de luminosidade. 66 Figura 3.4. Densidades de Cylindrospermopsis raciborskii inicial e após dez dias de incubação sob diferentes intensidades luminosas. 67 Figura 3.5. Curvas de crescimento de culturas de Cylindrospermopsis raciborskii mantidas sob diferentes condições de enriquecimento. 68 Figura 3.6. Densidades de Cylindrospermopsis raciborskii inicial e observada após dez dias de incubação sob diferentes condições de enriquecimento com fósforo. 69 Lista de anexos Anexo 1. Relação de Classes, gêneros e espécies encontradas no Lago Dom Helvécio. 79 Anexo 2. Protocolo para preparação do meio ASM-1 82 2 Apresentação Esta tese está estruturada com uma introdução, onde é apresentada a cianobactéria Cylindrospermopsis raciborskii, com suas principais características e fatores reguladores da espécie, segundo a bibliografia; apresenta as questões a serem discutidas, hipóteses testadas e objetivos (geral e específicos) propostos. Posteriormente apresenta a área de estudo, com o mapa de localização e algumas imagens do lago Dom Helvécio. Os três capítulos seguintes abordarão diretamente as hipóteses e objetivos do trabalho, estando assim dispostos: Capítulo 1. A influência do clima no regime térmico, na zona de mistura e na estabilidade da coluna d’água e seus reflexos na dinâmica química da água e no fitoplâncton do lago Dom Helvécio, Parque Estadual do Rio Doce - MG, Brasil. Trabalho apresentado no X Congresso Brasileiro de Limnologia (Ilhéus - BA, 24 a 29 de julho de 2005) – premiado como uma das cinco melhores apresentações do congresso – e submetido à Revista Limnologica. Capítulo 2. Dinâmica populacional e participação de Cylindrospermopsis raciborskii (Woloszynska) Seenayya et Subba Raju (Cyanophyceae, Nostocalle) na comunidade fitoplanctônica do lago Dom Helvécio, Sudeste do Brasil. Capítulo 3. Respostas ecofisiológicas da cianobactéria Cylindrospermopsis raciborskii (Woloszynska) Seenayya et Subba Raju, mantida em cultura, a alterações de temperatura, luz, concentração de fósforo e razão N:P. 3 Resumo Com o objetivo de caracterizar a dinâmica populacional de Cylindrospermopsis raciborskii e sua participação na comunidade fitoplanctônica do lago Dom Helvécio – Parque Estadual do Rio Doce, Minas Gerais, esta tese está estruturada em três capítulos. O primeiro caracteriza as influências climáticas na estrutura térmica do lago Dom Helvécio e seus reflexos na química da água. Os resultados demonstram a ação direta do clima sobre as variáveis físicas, influenciando indiretamente a química da água. Estes resultados reforçam a importância do monitoramento climático como ferramenta para estudos ecológicos. O segundo capítulo caracteriza a dinâmica populacional de C. raciborskii e sua participação na comunidade fitoplanctônica do lago Dom Helvécio. C. raciborskii contribui com um máximo de 5,5% para a biomassa total e com 74,5% da biomassa da Classe Cyanophyceae, sendo significativamente maior no período de estratificação (máximo de 0,81mg.L-1) que no desestratificado (máximo de 0,18mg.L-1), mas sem diferenças entre as profundidades. Filamentos heterocitados foram registrados quase que exclusivamente no período de estratificação (45,7%) e não foi registrada a presença de acinetos. A biomassa de C. raciborskii está correlacionada positivamente com temperatura, estabilidade da coluna d’água e fósforo solúvel reativo, e negativamente com nitrato, amônia, razão DIN:DIP, Zeu e razão Zeu/Zmix, no período estratificado. O terceiro capítulo apresenta as respostas in vitro de C. raciborskii às manipulações nas condições de temperatura, irradiância, concentração de fósforo solúvel reativo e razão N:P (dissolvidos). No experimento com temperatura, maiores densidades foram obtidas no tratamento a 25ºC (84.496org.ml-1). No experimento com luz, as maiores densidades foram obtidas nos tratamentos de 65 e 220µmol.m2.s-1 e nos experimentos com enriquecimento todos os tratamentos apresentaram crescimento em relação ao inicial, mas problemas metodológicos podem ter produzido resultados imprecisos. Os resultados obtidos nos estudos in vitro corroboram parcialmente aqueles obtidos in situ, onde foram encontradas correlações positivas entre a biomassa de C. raciborskii com a temperatura da coluna d’água e com fósforo solúvel reativo, mas sem diferenças significativas na biomassa entre as profundidades de 100, 10 e 1 % de incidência de luz. Estes resultados confirmam, parcialmente, a primeira hipótese de que os principais fatores que regulam as populações de C. raciborskii no lago Dom Helvécio são aqueles relacionados com a estabilidade do sistema e a temperatura da água; que a disponibilidade de nutrientes, notadamente fósforo solúvel reativo, tem importância 4 secundária; que o regime de luz subaquático não interfere na variação vertical da biomassa e que uma maior densidade de C. raciborskii foi registrada no verão, quando ocorre a maior estabilidade nesse ambiente. Estes resultados confirmam a segunda hipótese, que as maiores biomassas de C. raciborskii ocorrem no verão, quando das maiores estabilidades da coluna d’água. Por fim, confirmam parcialmente a terceira hipótese, que pode haver uma relação negativa entre as concentrações de nitrogênio e a biomassa de C. raciborskii no lago Dom Helvécio – o que foi confirmado – mas não sendo evidenciado o favorecimento de C. raciborskii em relação às demais espécies do fitoplâncton. 5 Abstract Aiming to characterize the population dynamics of Cylindrospermopsis raciborskii and its participation in the phytoplankton community of Dom Helvécio lake - State Park of Rio Doce, Minas Gerais, this thesis is structured in three chapters. The first one characterizes the climatic influences on the thermal structure of Dom Helvécio lake and its consequences on the water chemistry. The recorded results demonstrate the direct action of the climate on physical variable, indirectly influencing the chemistry of the water. These results also strengthening the importance of climatic monitoring as a ool for ecological studies. The second chapter characterizes the population dynamics of C. raciborskii and its participation in the phytoplankton community of lake Dom Helvécio. C. raciborskii contributes with a maximum of 5.5% of total biomass and with 74.5% of the biomass of Cyanophyceae, being significantly higher during the stratification period (maximum of 0.81mg. L-1) than the mixing one (maximum of 0.18 mg. L-1) without showing differences between depths. Filaments whit heterocits had been registered almost exclusively during the stratification period (45.7%) and the presence of acinets was not registered. The biomass of C. raciborskii correlated positively with temperature, stability of the water column and soluble reactive phosphorus, and negatively with nitrate-nitrogen, ammonia-nitrogen, DIN: DIP ratio, Zeu and Zeu/Zmix ratio, all in the estratificated period. The third chapter presents the answers of in vitro manipulations of C. raciborskii in relation to temperature conditions, light regime, concentrations of soluble reactive phosphorus and N: P (dissolved) ratio. In the experiment with temperature, higher densities were recorded at 25ºC (84.496org.ml-1). In the experiment with light highest densities were recorded in treatments of 65 and 220µmol.m2.s-1 (98,825 and 116,525 org.ml-1, respectively) and in the experiments of enrichment all treatments presented growth in relation to the initial values. These results partially corroborate those recorded in situ, where positive correlations between biomass of C. raciborskii had been found with the temperature of the water column and with soluble reactive phosphorus, but without significant differences in biomass at depths of 100, 10 and 1% of light incidence. These results confirm partially the first hypothesis that the main factors that regulate populations of C. raciborskii in lake Dom Helvécio are related with the stability of the system and temperature of the water; that the availability of nutrients, mainly soluble reactive phosphorus has secondary importance; that the underwater light regime does not interfere with the vertical 6 variation of phytoplankton biomass and that a higher density of C. raciborskii was registered in summer when also occur a greater stability in this environment. These results confirm the second hypothesis, that the biggest biomasses of C. raciborskii occur in the summer, when the biggest estabilidades of the water column These results partially confirm the third hypothesis, that does exist a negative correlation between nitrogen concentrations and biomass of C. raciborskii – it was confirmed – but not being evidenced C. raciborskii is favored in relation to other phytoplankton species. 7 Introdução As cianobactérias são encontradas em diferentes ambientes, como lagos tropicais e de regiões temperadas, rios e estuários (Oliver & Ganf 2000). É grupo mais encontrado quando ocorrem florações em ambientes eutrofizados (Bouvy et al. 1999). Os fatores primários que determinam a dominância das cianobactérias são a temperatura da água, o regime de luz subaquático e a zona de mistura da coluna de água (Dokulil & Teubner 2000). Cylindrospermopsis raciborskii (Woloszynska) Seenayya et Subba Raju (Cyanophyceae, Nostocales) foi encontrada inicialmente em reservatórios de Java, na Ásia, no final do século passado (Padisák 1997). Ela habita diferentes ambientes, desde reservatórios oligotróficos do hemisfério Sul a pequenos, rasos e hipereutróficos lagos no hemisfério Norte, sendo encontrada também em rios e outros ambientes com fluxo de água intenso. Essa diversidade de habitats, tanto em termos da geomorfologia quanto da química da água demonstra o alto grau de adaptação ecofisiológica dessa espécie (Padisák 1997). Seu aparecimento em lagos naturais e em reservatórios está relacionado com florações de algas que afetam seriamente a qualidade da água utilizada para recreação e abastecimento público, como no Reservatório Solomom, na Austrália (Hawkins 1988), nos lagos Balaton, na Hungria (Padisák 1997, Padisák & Istvánovics 1997) e Paranoá, em Brasília (Branco & Senna 1996). Inicialmente C. raciborskii era conhecida por não produzir toxicidade. No entanto, acidentes levando à intoxicação de humanos foram relacionados com a presença dessa espécie na água utilizada para abastecimento público. Em 1979, em Palm Island na Austrália, 148 pessoas foram intoxicadas e esse acidente foi relacionado com a presença dessa cianobactéria no Reservatório Salomon, utilizado como fonte de abastecimento de água para a população (Padisák 1997). Cylindrospermopsis raciborskii foi inicialmente descrita como Anabaena raciborskii e posteriormente como Anabaenopsis raciborskii (Padisák 1997); uma diferença no posicionamento do heterocito no filamento levou à diferenciação entre estes gêneros: enquanto no gênero Anabaenopsis o heterocito aparece como um par de células dividindo o filamento em dois, em Cylindrospermopsis ele tem um posicionamento terminal no filamento (figura 1). No entanto, a morfologia do tricoma de C. raciborskii varia durante o crescimento da população e pode ocorrer, dependendo 8 das condições ambientais, a ausência tanto do heterocito quanto do acineto, dificultando a taxonomia dessa espécie. Uma maior descrição sobre a morfologia e o ciclo de vida de C. raciborskii pode ser obtida em Padisák (1997). Figura 1. Fotos de microscópio invertido (~2.000 x) da cepa de C. raciborskii isolada do lago Dom Helvécio, MG. Laboratório de Biofísica, ICEX/UFMG – Imagem de Leonardo G. de Mesquita, gentilmente cedidas por Maria Betânia G. Souza. Cylindrospermopsis raciborskii ocorre em um amplo espectro de ambientes de água doce. No entanto, independente da latitude, o crescimento de populações dessa espécie ocorre principalmente em águas quentes (Bouvy et al. 2000, Isvánovics et al. 2000, Huszar et al. 2000, Borics et al. 2000), limitando assim o crescimento da população, nas regiões temperadas, a pequenos períodos do verão. Esse requerimento, em parte, está relacionado com a necessidade de temperaturas adequadas para a germinação do acineto (Padisák 1997). Aliada à temperatura, a estabilidade do ambiente é um dos fatores que 9 podem influenciar a ocorrência de C. raciborskii (Padisák 1997, Bouvy, 2000). Na maioria dos lagos tropicais as maiores populações são registradas em períodos de estratificação térmica (verão), quando picos de crescimento são observados no metalimnio desses lagos, como demonstrado por Barbosa & Padisák (2002) no lago Dom Helvécio, no Parque Estadual do Rio Doce, MG. Uma menor sazonalidade nos trópicos pode promover melhores condições para a presença de cianobactérias, como observado por Huszar et al. (2000) em estudos de lagos brasileiros em processo de eutrofização. Os estudos desenvolvidos por esses autores mostraram a dominância de cianoprocariontes em 100% dos lagos do Nordeste e entre 60 e 70% nos lagos no Sudeste. Estudos recentes sugerem que C. raciborskii ocorre em lagos com pH elevado: entre 8 e 8,7 no lago Balaton, na Hungria (Padisák 1997), > 9 no reservatório Ingazeira, no Nordeste brasileiro (Bouvy 1999). De acordo com Smith (1998) cianobactérias são beneficiadas em ambientes com pH > 8. No entanto, as explicações para a presença das cianobactérias em ambientes com pH elevado ainda não foram suficientemente esclarecidas (Whitton & Potts 2000). Uma vez que C. raciborskii é uma cianobactéria com heterocito, isso a torna capaz de fixar N2 atmosférico dissolvido na água e seu aparecimento pode ser um indicador da deficiência desse elemento no ambiente (Padisák 1997). Barbosa et al. (1999) observaram um aumento de C. racibosrkii em resposta às menores concentrações de nitrogênio na camada superior do reservatório Nova Avanhandava, no médio Rio Tietê. Bouvy et al. (2000) encontraram relações negativas entre os níveis de amônia e nitrato e a abundância de Cylindrospermopsis raciborskii. De acordo com Talling (1965) apud Padisák (1997), como em águas tropicais oligotróficas há uma tendência de limitação por nitrogênio, essa deficiência é tida como a maior causa da dominância de cianobactérias, entre as quais C. raciborskii. Por outro lado, a presença de C. raciborskii em uma série de lagos com diferentes concentrações de fósforo, indicou não haver uma clara relação entre a disponibilidade desse elemento e a presença dessa cianobactéria no ambiente (Padisák, 1997). Semelhantemente, Bouvy et al. (2000) não encontraram relações entre a abundância desta cianobacteria e a concentração de fósforo total, assim como para a razão N:P. De acordo com Istvánovics et al. (2000) a alta afinidade e capacidade em estocar fósforo tornam C. raciborskii um competidor eficiente em um amplo espectro de ambientes, inclusive naqueles onde ocorre deficiência de fósforo. Além disso, segundo estes 10 autores, ao contrário das outras espécies, C. raciborskii possivelmente se desenvolve rapidamente quando as concentrações de fósforo estão nos menores níveis, demonstrando elevada eficiência na assimilação desse elemento e, portanto, pode ser um elemento chave para a carga interna de fósforo em lagos rasos, como demonstrado por Padisák (1997). O fator luz não parece ser limitante para o crescimento de populações de C. raciborskii que conseguem persistir mesmo quando ocorre um auto-sombreamento (Padisák 1997, Bouvy 1999). No entanto, Huszar et al. (2000) encontraram relações negativas entre Cyanoprocariontes e disponibilidade de luz em diversos lagos brasileiros em processo de eutrofização. Em estudos comparativos nos lagos Dom Helvécio e Carioca, no Brasil, e Steklin na Alemanha, Padisák et al. (2000), demonstraram que C. raciborskii foi a espécie dominante no lago Dom Helvécio, no período de estratificação térmica (verão de 1999 e 2000) e que esta espécie se mostrou adaptada às baixas intensidades luminosas. No entanto, os fatores que levaram essa espécie a se adaptar a essas baixas intensidades de luz ainda permanecem uma questão a ser investigada. No Lago Dom Helvécio (Parque Estadual do Rio Doce), alguns estudos já tiveram como foco C. raciborskii. Até o momento a espécie encontrada não apresentou nenhum indício de floração assim como de produção de toxinas (Ribeiro & Barbosa 2002). No entanto, foi demonstrado em estudos in vitro o potencial invasor dessa espécie (Souza 2005). Sendo assim, por não existirem ainda estudos que comprovem todas essas características faz-se necessário estudos mais detalhados sobre a ecologia dessa espécie nesse ambiente. Particularmente algumas questões ainda necessitavam de esclarecimentos: 1) Qual a participação de C. raciborskii na comunidade fitoplanctônica desse lago? Ela é uma espécie rara, aparecendo em densidades maiores somente quando ocorrem condições ideais para o seu desenvolvimento, ou é uma espécie comum, tendo participação relevante na comunidade fitoplanctônica durante todo um ciclo hidrológico? 2) Como é a dinâmica populacional dessa espécie dentro de um ciclo hidrológico? Quando e em que profundidade estão suas maiores densidades? 3) Quais as variáveis que determinam o padrão de flutuação sazonal nesse ambiente (e.g. temperatura, luz, nutrientes, predação pelo zooplâncton)? 4) Qual a importância dessa espécie, não somente para o Rio Doce (onde a princípio não produz toxina), mas também para os ecossistemas aquáticos da região 11 como um todo? Os lagos externos ao Parque Estadual do Rio Doce estão sendo impactados, principalmente pela substituição da vegetação original por monocultura de eucalipto (Eucalyptus sp.). 5) De que forma esses estudos poderão fornecer subsídios para o controle de florações dessa espécie em ambientes degradados (e.g. lagos externos ao Parque Estadual do Rio Doce)? Hipóteses de trabalho • Os principais fatores que regulam as populações de C. raciborskii no lago Dom Helvécio são os relacionados com a estabilidade do sistema, temperatura, regime de luz subaquático e disponibilidade de nutrientes. • Uma maior biomassa de C. raciborskii ocorre no verão, quando ocorre maior estabilidade nesse ambiente. • Pode haver uma relação negativa entre as concentrações de nitrogênio e a biomassa de C. raciborskii no lago Dom Helvécio; quando ocorrem condições de limitação por nitrogênio C. raciborskii é favorecida em relação às demais espécies do fitoplâncton. Objetivo geral Caracterizar a dinâmica populacional de Cylindrospermopsis raciborskii e sua participação na comunidade fitoplanctônica do lago Dom Helvécio – Parque Estadual do Rio Doce, Minas Gerais. Objetivos específicos Determinar a participação de C. raciborskii na comunidade fiotoplanctônica, do lago Dom Helvécio durante um ciclo hidrológico; Estudar a dinâmica de de C. raciborskii frente às variáveis naturais no seu habitat: temperatura, luz, nutrientes e predação pelo zoolplâncton; Testar, em laboratório, a influência das variáveis luz, temperatura e nutriente na população de C. raciborskii. 12 Área de Estudo O Parque Estadual do Rio Doce (PERD) está localizado no trecho médio do Vale do Rio Doce, Minas Gerais, entre as coordenadas 19º29’24” e 19º48’18” S e 42º28’18” e 42º38’30” W (Figura 2). Figura 2. Localização do Parque Estadual do Rio Doce, estado de Minas Gerais, mostrando o sistema de lagos e o lago Dom Helvécio. Adaptado de Godinho (1996). O Lago Dom Helvécio é um ecossistema oligotrófico, de forma dendrítica, com área superficial de 6,87 km2 e 32,5 m de profundidade, sendo o lago natural mais profundo do Brasil (Barbosa & Padisák, 2002) (figura 3). É um lago monomítico quente, cuja circulação ocorre entre março e agosto (Tundisi & Mussara, 1986). Além disso, variações diurnas são características deste ambiente, destacando-se o papel da atelomixia como principal agente da distribuição das populações fitoplanctônicas (Barbosa & Padisák, 2002). 13 Figura 3. Vista panorâmica do lago Dom Helvécio, a partir do mirante. Fotos: Maurício Petrucio. 14 Referências Bibliográficas Barbosa, F.A.R., Padisák, J. 2002. The forgotten lakes stratification pattern: atelomixis, and its ecological importance. Verh. Internat. Verein. Limnol 27 (5): 1-11. Boric, G., Grigorsky, I., Szabó, S., Pasisák, J. 2000. Phytoplankton associations in a small hypertrophic fishpond in East Hungay during a change from bottom-up to topdown control. 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Springer-Verlag, New York, USA. pp 7–49. 15 Souza, M.B.G. 2005. Flutuação temporal da cianobactéria Cylindrospermopsos raciborskii (Nostocales) no lago Dom Helvécio, Parque Estadual do Rio Doce, e avaliação do seu potencial invasor em um lago natural do trecho da bacia do Rio Doce, MG. Universidade Federal de Minas Gerais, ECMVS. Dissertação de Mestrado. 115 p. Tundisi, J.G., Musarra, M.L 1986. Morphometry of four lakes in the Rio Doce Valley System and its relationship with primary production of phytoplankton. Revista Brasileira de Biologia 46 (1): 159-171. Whitton, B.A., Potts, M. 2000. The ecology of cyanobacteria: their diversity in time and space. Kluwer Academic Publishers, Dordrecht. 669 p. 16 Capítulo 1 Influência do clima no regime térmico, na zona de mistura e na estabilidade da coluna d’água e seus reflexos na dinâmica química da água e na densidade fitoplanctônica do lago Dom Helvécio, Parque Estadual do Rio Doce - MG, Brasil. 17 Influência do clima no regime térmico, na zona de mistura e na estabilidade da coluna d’água e seus reflexos na dinâmica química da água no lago Dom Helvécio, Parque Estadual do Rio Doce - MG, Brasil. Garcia, F.C. 1 & Barbosa, F.A.R.1,2 1 Programa de Pós-Graduação em Ecologia, Conservação e Manejo de Vida Silvestre do Instituto de Ciências Biológicas/UFMG ([email protected]). 2 Departamento de Biologia Geral, Instituto de Ciências Biológicas/UFMG.- Cx. P. 486, 30161-970, Belo Horizonte, Minas Gerais, Brasil. ([email protected]) * Autor para correspondência Palavras-chaves: influências climáticas; El Niño; regime térmico; zona de mistura; estabilidade; lago Dom Helvécio; Parque Estadual do Rio Doce Trabalho submetido à revista Limnologica 18 Resumo Foram caracterizados as influências climáticas na estrutura térmica do lago Dom Helvécio, Parque Estadual do Rio Doce/MG e seus reflexos na química da água e na densidade do fitoplâncton. Foram utilizados dados de temperatura da água, oxigênio dissolvido, P total N total e densidade do fitoplâncton, obtidos mensalmente entre 2001 e 2004 e semanalmente entre julho/02 e julho/03. Determinou-se a profundidade de mistura, estabilidade da coluna d’água e conteúdo de calor. Os dados climáticos foram obtidos junto ao SIMGE / IGAM, a partir da estação meteorológica da cidade de Ipatinga/MG. A influência do El Niño sobre o clima resultou em um verão com menor precipitação em 2001/02 e um inverno mais quente em 2002. Maiores valores do conteúdo de calor (34.188 cal cm-2) e estabilidade (591 g.cm.cm-2) foram registrados no verão de 2003 e o menor (27.606 cal.cm-2 e 5,2 g.cm.cm-2) no inverno de 2004, com uma relação direta entre temperatura do ar e essas variáveis. A zona de mistura, até 18 m no inverno de 2002 e em toda a coluna d’água no inverno de 2003, também apresentou uma relação direta com a temperatura do ar. No inverno de 2002, devido às maiores concentrações de P total (98 µg.L-1), o lago Dom Helvécio se apresentou mesotrófico/eutrófico, e em 2003, (P total max. de 21 µg.L-1) oligo/mesotrófico. Os resultados indicam a ação direta do clima sobre o regime térmico, conteúdo de calor e estabilidade da coluna d’água do lago Dom Helvécio, influenciando indiretamente a química da água, reforçando a importância do monitoramento climático como ferramenta para estudos ecológicos. 19 Introdução O conhecimento de características físicas (padrão de circulação/estratificação da coluna d’água, profundidade da zona de mistura, estabilidade da coluna d’água e conteúdo de calor), juntamente com as características morfométricas é fundamental para o entendimento dos processos biogeoquímicos e ecologia das comunidades presentes em um ecossistema aquático, uma vez que tais características determinam o “caminho” dos minerais e a dinâmica das comunidades na coluna d’água (Timms, 1975; Hanna, 1990). A estrutura física do ambiente tem grande influência na seleção das espécies e na distribuição dos organismos na coluna d’água (Barbosa & Padisák, 2002), de tal modo que mudanças na temperatura de lagos causam modificações quali e quantitativas nas comunidades como demonstrado por Henry (1993) e Barbosa & Padisák (2002). Além disto, a estratificação térmica da coluna d’água, reflexo de variações na temperatura e densidade, influencia quase todos os eventos físicos e químicos em um lago, seu metabolismo e a produtividade geral do sistema (Lopes & Bicudo, 2001). A estabilidade, aliada à temperatura, influencia diretamente a dinâmica de espécies fitoplanctônicas, principalmente as cianobactérias (Padisák, 1997), sendo que na maioria dos lagos tropicais as maiores populações são registradas em períodos de estratificação térmica (verão), quando picos de crescimento são observados no metalimnio (Barbosa & Padisák, 2002). Além da importância para a biota, o comportamento das variáveis físicas pode explicar as respostas dos habitats aquáticos às mudanças climáticas globais dirigidas por eventos climáticos de larga escala tais como o El Niño e La Niña (Snucins & Gunn, 2000). As características físicas de um lago dependem tanto de sua morfometria (componente passivo) quanto de eventos climáticos - componente ativo (Timms, 1975). Aspectos físicos e químicos diversos têm sido estudados em distintos ambientes temperados (Hanna, 1990; Chapman et al., 1998; Snucins & Gunn, 2000) e tropicais (Tundisi & Musarra, 1986; Henry & Barbosa, 1989; Henry, 1993; Henry et al., 1997), e seus resultados têm permitido o entendimento dos processos e interações em andamento nestes sistemas. No entanto, muitos trabalhos foram desenvolvidos através de amostragens realizadas duas vezes no ano (inverno e verão) ou no máximo mensalmente, demonstrando principalmente a ação da sazonalidade; uma vez que em 20 regiões tropicais as diferenças entre inverno e verão não são tão marcantes como em regiões temperadas (Lewis 1987), um intervalo de amostragem menor proporcionaria informações mais detalhadas sobre os efeitos de variações climáticas na estrutura física dos ambientes aquáticos, sendo essa a proposta deste trabalho, realizado a partir de amostragens semanais, durante um ciclo hidrológico completo. O lago Dom Helvécio já foi investigado quanto às suas características físicas (e.g. Henry & Barbosa, 1989) e atualmente é objeto de estudos focalizando a influência climática nos ciclos biogeoquímicos e sobre algumas comunidades biológicas, a partir da disponibilização dos dados climáticos pelo Sistema de Meteorologia e Recursos Hídricos (SIMGE) do Instituto de Gestão das Águas do estado de Minas Gerais (IGAM). A hipótese deste estudo é que variáveis climáticas agem diretamente sobre variáveis físicas, particularmente o conteúdo de calor, estabilidade da coluna d’água e zona de mistura, afetando indiretamente a dinâmica de nutrientes bem como a composição e estrutura da comunidade fitoplanctônica. Para testá-la o estudo teve como objetivo caracterizar as influências climáticas na estrutura térmica do lago Dom Helvécio e seus reflexos na química da água e na densidade do fitoplâncton. Material e métodos O Parque Estadual do Rio Doce – PERD (19º29’24”–19º48’18”S; 42º28’18”– 42º38’30” W) constitui o maior remanescente de Mata Atlântica no estado de Minas Gerais (36.000 ha). Seu entorno abriga considerável número de atividades destacandose mineração, monocultura de eucalipto e siderurgia. O clima da região é tropical semiúmido com 4-5 meses de seca e está sob influência das massas de ar Tropical Atlântica, Continental Equatorial e Atlântica Polar (Nimer, 1989). Fazendo parte do sistema lacustre do médio Rio Doce o lago Dom Helvécio, ambiente monomítico-quente e atelomítico (Barbosa & Padisák, 2002), destaca-se como seu maior lago (687,2 ha) e o mais profundo lago natural brasileiro (32,5 m) (Tundisi & Mussara, 1986). Para este trabalho foram utilizados dados obtidos pelo Programa de Pesquisas Ecológicas de Longa Duração - PELD/UFMG entre os anos 2001 e 2004 (Relatórios PELD/UFMG, 2002, 2004 e 2005), sendo copilados dados mensais de temperatura da 21 água, concentrações de fósforo total (PT) e nitrogênio total (NT), determinados de cardo com Mackereth et al. (1978). Os nutrientes foram amostrados em 4 profundidades (100%, 10% e 1% da luz incidente na superfície e na zona afótica). Além disto, amostragens semanais foram realizadas entre julho de 2002 e julho de 2003 em uma estação fixa da zona limnética, sendo considerados os perfis de temperatura e oxigênio dissolvido (OD), através de um multianalisador Horiba (U-22). Os valores da profundidade de mistura (Zmix) foram obtidos através dos perfis de temperatura, considerando uma variação igual ou maior a 0,3 ºC (Henry et al., 1989), além dos valores de condutividade elétrica na camada mais profunda (Mitamura & Hino, 1985). Foram considerados os dados batimétricos obtidos por Tundisi & Mussara (1986), a cada 5 m, a partir dos quais foi feita uma interpolação para cada 2,5 m. Os cálculos da estabilidade da coluna d’água foram feitos a partir dos perfis de temperatura da coluna d’água, como descrito em Idso (1973) e os valores de densidade da água obtidos a partir das tabelas de densidade de Hutchinson (1957). O conteúdo de calor foi estimado também a partir dos perfis de temperatura da água, deteminados segundo Hutchinson (1957) e Cole (1983). Os dados climáticos foram obtidos junto ao SIMGE / IGAM, a partir da estação meteorológica localizada na cidade de Ipatinga/MG, c. 20 km em linha reta do lago Dom Helvécio. Para avaliar as relações entre as variáveis climáticas e físicas da coluna d’água, assim com as relações entre as variáveis físicas e químicas da coluna d’água, foram feitas Análise de Correlação de Spearman, uma vez que os dados não se enquadraram em uma curva de distribuição normal, a mesma sendo feita de acordo com Zar (1974). Resultados Entre os anos de 2001 e 2004 a menor temperatura média mensal do ar foi de 20 ºC (inverno 2001) e a maior 28ºC (verão 2003). A influência direta do El Niño sobre o clima da região resultou em um verão com menores precipitações (2001/02) e um inverno mais quente (2002). Este período contrasta com aquele do verão de 2002/03, onde foram registradas maiores precipitações e também com o inverno de 2003, quando foram registradas as menores temperaturas. 22 A velocidade média mensal do vento variou entre 1,4 e 2,5 m.s-1 (classificada como brisa pela escala anemométrica de Beaufort) e foi maior durante os períodos de maior precipitação. A radiação solar média mensal variou entre 2,7 e 5,5 cal.cm-2, sendo os maiores valores registrados nos anos de maiores temperaturas (1999, 2001 e 2003). A figura 1.1 mostra a variação da temperatura do ar, da estabilidade da coluna d’água e do conteúdo de calor entre os anos de 2001 a 2004. É evidente uma relação direta entre temperatura do ar e o conteúdo de calor (r = 0,78; p < 0,0001; n = 44), temperatura do ar e estabilidade da coluna d’água (r = 0,79; p < 0,0001; n = 44). Os maiores valores do conteúdo de calor (34.188 cal cm-2) e estabilidade (591g.cm.cm-2) foram registrados em março e fevereiro de 2003, respectivamente e os menores (27.606 cal.cm-2 e 5,2g.cm.cm-2) em julho de 2002 e julho de 2004, respectivamente. No inverno de 2002 o conteúdo de calor foi superior a 29.000 cal.cm-2, evidenciando uma clara influência do El Niño. Os valores máximos registrados neste estudo são superiores àqueles registrados por Henry & Barbosa (1989), a saber: conteúdo de calor (30.050 cal.cm-2) e estabilidade da coluna d’água (335 g.cm.cm-2). 28 35000 27 34000 500 32000 24 31000 23 30000 22 29000 21 20 28000 19 27000 2001 2002 2003 400 300 200 -2 -2 25 Estabilidade (g cm cm ) 33000 Conteúdo de calor (cal cm ) Temperatura do ar (ºC) 26 600 100 0 2004 Anos/meses Figura 1.1 Variações anuais da temperatura média do ar na região do Médio Rio Doce, da estabilidade da coluna d’água e do conteúdo de calor no lago Dom Helvécio. Correlação de Spearman: temperatura e conteúdo de calor: r = 0,78; p < 0,0001; n = 44; temperatura e estabilidade: r = 0,79; p < 0,0001; n = 44. 23 A temperatura do ar, a estabilidade da coluna d’água e a profundidade da zona de mistura no lago Dom Helvécio, em intervalos semanais, entre julho de 2002 e julho de 2003 são mostradas na figura 1.2. No inverno de 2002 a zona de mistura chegou a 18 m e em 2003 se distribuiu em toda coluna d’água no fim de julho, quando o lago estava com 28 m de profundidade. No inverno de 2003 foram registradas menores temperaturas que aquelas de 2002, tendo sido encontrada uma relação direta entre temperatura e profundidade da zona de mistura (r = -0,77; p < 0,001; n = 36). Os maiores valores de estabilidade da coluna d´água foram registrados em março de 2003 (699g.cm.cm-2) e os menores nos períodos de inverno, principalmente em 2003 (6,29g.cm.cm-2), refletindo as menores temperaturas nesses períodos como demonstrado pela regressão linear (r = 0,35; p = 0,038; n = 36). 0 29 4 6 26 8 600 500 12 24 14 23 16 18 22 20 21 22 20 24 26 19 Zona de mistura (m) 10 25 -2 27 Estabilidade (g cm cm ) 28 Temperatura do ar (ºC) 700 2 400 300 200 100 28 18 30 J A S O N D J F M A M J 0 J Meses Figura 1.2. Variação anual da temperatura do ar na região do Médio Rio Doce, da profundidade da zona de mistura e da estabilidade da coluna d’água do lago Dom Helvécio, entre julho de 2002 e 2003. Correlação de Spearman: temperatura e zona de mistura: r = -0,77; p < 0,001; n = 36; temperatura e estabilidade: r = 0,35; p = 0,038; n = 36. Os diagramas profundidade/tempo para a temperatura da água (figura 1.3A) e oxigênio dissolvido (figura 1.3B), entre julho de 2002 e julho de 2003 mostram que os 24 valores de temperatura oscilaram entre 32 ºC e 24 ºC e a concentração de oxigênio dissolvido entre c.10 mg.L-1 na sub-superfície e zero, no hipolímnio, em todo período. Temperatura (ºC) 0 30 29 29 2 28 4 28 6 30 30 35 34 33 32 31 30 28 2929 31 25 8 29 25 10 Profundidade (m) 29 32 30 12 24 28 27 26 25 14 16 24 24 18 24 20 22 24 26 28 A 30 A S O N D J F M A M 2002 J J A 2003 Anos/meses Oxigênio dissolvido (mg L-1) 0 6 Profundidade (m) 4 6 7 8 3 4 10 7 6 5 5 6 6 6 6 7 4 1 2 12 6 5 9 7 2 3 6 8 2 7 5 4 14 16 6 43 34 1 18 1 20 1 11 2 1 22 24 1 26 1 28 B 30 A S O N D J F M 2002 A M J J A 2003 Anos/meses Figura 1.3. Diagramas profundidade/tempo para a temperatura da água (A) e concentração de oxigênio dissolvido (B), no lago Dom Helvécio, entre julho de 2002 e agosto de 2003. 25 A variação mensal na profundidade da zona de mistura e as concentrações de P total e N total (média geométrica) para os anos de 2002 e 2003 são mostradas na figura 1.4. No inverno de 2002, apesar da zona de mistura não atingir toda a coluna d’água, foram observadas as maiores concentrações de PT (98 µg.L-1) e de NT (714 µg.L-1). Neste período, o lago Dom Helvécio pode ser classificado como mesotrófico/eutrófico (Salas e Martino, 1990). No inverno de 2003 verificou-se aumento nas concentrações de N total (max. 657 µg.L-1) o mesmo contudo não sendo observado para o P total (max. 21 µg.L-1) 0 Eutrophic 2 4 6 8 900 90 800 80 700 12 Fósforo total (µg L-1) 70 10 Zona de mistura (m) 100 60 14 600 500 50 16 18 Mesotrophic 20 30 22 24 20 26 Oligotrophic 28 30 J F M A M J J A S O N D J F M A M J 2002 J 400 40 300 200 10 100 0 0 Nitrogênio total (µg L-1) e o lago pode ser classificado como oligo/mesotrófico. A S O N D 2003 Anos/meses Figura 1.4. Variação mensal na profundidade da zona de mistura e nas concentrações de fósforo e nitrogênio total, no lago Dom Helvécio. A linha tracejada mostra o limite entre os estados tróficos oligotrófico, mesotrófico e eutrófico, a partir das concentrações de fósforo total (Salas & Martino, 1990). Discussão A sazonalidade climática observada na região do médio Rio Doce no período 1998 a 2004 é típica para regiões tropicais, com verões quentes e chuvosos, elevada incidência solar e ventos ocorrendo principalmente nos meses de maiores precipitações em 26 oposição às baixas temperaturas, precipitação, ventos e radiação solar dos períodos de inverno. A ocorrência do fenômeno climático El Niño em 2002 foi inicialmente detectada em janeiro, e teve seu ápice em julho, quando do registro de maiores temperaturas das águas superficiais no oceano Pacífico (Kerr, 2002). Na região do médio Rio Doce sua influência pôde ser evidenciada através das menores precipitações no verão de 2001/2002 e as maiores temperaturas registradas no inverno de 2002. Ao contrário, em 2002/2003, quando o El Niño perdeu força, foram registradas elevadas precipitações no verão e baixas temperaturas no inverno de 2003. Os efeitos do clima no regime térmico do lago Dom Helvécio ficaram evidentes nas relações diretas entre temperatura do ar, conteúdo de calor e estabilidade da coluna d’água. Segundo Tundisi et al. (1981) a estabilidade do lago Dom Helvécio é explicada pela sua morfometria, sua elevada profundidade e forma dendrítica que tornam a mistura vertical e circulação menos efetivas (Tundisi & Musara, 1986). No entanto, os resultados obtidos neste estudo demonstram que, além do fator morfométrico, as condições e variações no clima são importantes na determinação do regime térmico do lago Dom Helvécio, evidente pelas respostas físicas às variações climáticas anuais e ao El Niño. Segundo Ambrosetti & Barbanti (2001), a estrutura térmica de um corpo d’água é o que primeiro responde às condições externas, como processos hídricos e meteorológicos. Nos anos de 2002 e 2003, pelas características climáticas distintas, foram observadas duas situações distintas no lago Dom Helvécio: i) no inverno de 2002, quando da influência do El Niño e ocorrência de um inverno com altas temperaturas, o lago não perdeu calor suficiente, mantendo gradientes de temperatura e consequentemente não promovendo a circulação da coluna d’água; ii) em 2003, ano em que o El Niño perdeu forças e o inverno exibiu baixas temperaturas, verificou-se uma maior perda de calor a partir do lago, diminuindo sua estabilidade com conseqüente mistura completa da coluna d’água. Uma das características do lago Dom Helvécio é a existência de uma mistura incompleta da coluna d’água no período de inverno (Henry e Barbosa, 1989); esta se desenvolve gradativamente do final de março a junho, devido mais ao resfriamento da superfície do que à ação do vento (Tundisi et al., 1981). A evolução desta característica foi recentemente demonstrada através da caracterização do padrão de atelomixia parcial no período de verão e total no inverno por Barbosa & Padisák (2002) para os lagos 27 Carioca e Dom Helvécio. Além disto, segundo Henry (1993), a mistura da coluna d’água ocorre quando não existem gradientes de densidade no lago e a estabilidade da estratificação é baixa ou mesmo zero. Segundo Wetzel (2001), a perda de calor em lagos tropicais é muito pequena, comparado com lagos de regiões temperadas e lagos de altitudes. Os resultados obtidos no presente estudo sugerem que, para o lago Dom Helvécio, além dessas características descritas acima, o efeito do El Niño provavelmente reforçou essa condição. Não foram encontradas relações diretas com o vento, possivelmente devido à predominância de ventos fracos que ocorrem na região (< 2,5 m.s-1) e que exercem ação insignificante nos lagos, conforme sugerido anteriormente (Henry & Barbosa,1989). Além disto, a localização do lago em uma depressão interplanáltica (Tundisi and Musara, 1986) e a proteção pela vegetação marginal (Henry, 1993) minimizam a ação do vento na mistura da coluna d’água. Como reflexo do padrão de circulação e estratificação observados nos anos de 2002 e 2003, a coluna d’água apresentou estratificação na concentração de oxigênio dissolvido na maior parte deste período, com elevadas concentrações no epilímno e condições de anoxia no hipolímnio desde setembro de 2002 até junho de 2003. Já nos períodos de circulação, apesar das menores concentrações, a coluna d’água apresentou uma maior homogeneidade na distribuição vertical das concentrações de oxigênio dissolvido. No inverno de 2002, o lago Dom Helvécio, a julgar pelas elevadas concentrações de fósforo total e assumindo-se o modelo proposto por Salas & Martino (1991) pode ser caracterizado como eutrófico. Em 2003, quando o El Niño já tinha perdido forças, houve mais chuvas no verão e as temperaturas foram menores no inverno, o que permitiu maior oxigenação e uma circulação completa da coluna d’água. Em conseqüência, o hipolímnio mais oxidado reteve mais fósforo, resultando na baixa densidade do fitoplâncton no epilímnio e exibindo características oligo/mesotróficas. Tais resultados confirmam a hipótese de que o clima, principalmente a temperatura do ar, age diretamente sobre o regime térmico, conteúdo de calor e estabilidade da coluna d’água do lago Dom Helvécio, influenciando indiretamente a química da água. Além disto, mostram também que a temperatura do ar, uma variável climática de amplitude regional, tem influência direta sob os aspectos físicos locais. Finalmente, vale salientar que estes resultados reforçam a importância do monitoramento climático como 28 ferramenta para estudos ecológicos, uma vez que fenômenos climáticos (ex. El Niño, aquecimento global) podem provocar mudanças profundas nas características físicas e químicas, com possíveis conseqüências para os processos biogeoquímicos e a estruturação das comunidades aquáticas. 29 Referencias bibliográficas Ambrosetti, W. & Barbantti, L. 2001 Temperature, heat content, mixing and stability in Lake Orta: a pluriannual investigation J. Limnol., 60(1): 60-68. Barbosa, F.A.R. & Padisák, J. 2002. The forgotten lakes stratification pattern: atelomixis, and its ecological importance. International Association of Theoretical and Applied Limnology, 28: 1385-1395. Chapman, L.J., Chapman, C.A. Crisman, T.L. & Nordlie, F.G. 1998. Dissolved oxygen and thermal regimes of a Ugandan crater lake. Hydrobiolobia, 385: 201-211. Cole, G.A. 1983. Textbook of Limnology, The C.V. Mosby company. St. Louis. 401p. Hanna, M. 1990. Evaluation of model predicting mixing depth. Can. J. Fish. Aquat. Sci., 46: 940-947. Henry, R. & Barbosa, F.A.R. 1989. 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BARBOSA, Francisco Antonio Rodrigues; SABARÁ, Millôr G; PETRÚCIO, Maurício; GARCIA, Fábio Cunha; SOUZA, Rodrigo; COSTA, Marcelo Augusto de Resende. Dinâmica Biológica e a Conservaçção da Biodiversidade da Mata Atlântica do médio Rio Doce - MG: Caracterização física e química de lagos e rios do médio rio Doce-MG.. 2004. BARBOSA, Francisco Antonio Rodrigues; SABARÁ, Millôr G; GARCIA, Fábio Cunha; SOUZA, Rodrigo; Castro, Tiago. Dinâmica Biológica e a Conservaçção da Biodiversidade da Mata Atlântica do médio Rio Doce - MG: Caracterização física e química de lagos e rios do médio rio Doce-MG. 2005. Salas, H.J. & Martino, P. 1991. A simplified phosphorus trophic state model for warnwater tropical lakes. Wat. Res. 25: 341-350. Snucins, E.D. & Gunn, J. 2000 Interannual cariation in the thermal structure of clear and colored lakes. Limnol. Oceanogr., 45 (7): 1639-1646. Timms, B.V. 1975. Morphometriccontrol of variations in annual heat budgets. Limnol. Oceanogra., 20: 110-112. 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Prentice-Hall, Inc., Englewood Cliffs, N.J. 619p. 31 Capítulo 2 Dinâmica populacional e participação de Cylindrospermopsis raciborskii (Woloszynska) Seenayya et Subba Raju (Cyanophyceae, Nostocalle) na comunidade fitoplanctônica do lago Dom Helvécio, Parque Estadual do Rio Doce – MG, Sudeste do Brasil. 32 Dinâmica populacional e participação de Cylindrospermopsis raciborskii (Woloszynska) Seenayya et Subba Raju (Cyanophyceae, Nostocalle) na comunidade fitoplanctônica do lago Dom Helvécio, Parque Estadual do Rio Doce – MG, Sudeste do Brasil. Garcia, F.C., Barbosa, F.A.R., Barros C.F.A. Resumo O objetivo deste trabalho foi caracterizar a dinâmica populacional de Cylindrospermopsis raciborskii e sua participação na comunidade fitoplanctônica do Lago Dom Helvécio, Parque Estadual do Rio Doce, Minas Gerais. Foram realizados, entre julho 2002 a julho 2003, em uma estação fixa da zona limnética, perfis de temperatura, pH e condutividade, assim como amostragens para análise do fitoplâncton e zooplâncton. Foram determinadas a profundidade da zona de mistura e a estabilidade da coluna d’água. O ciclo foi dividido em períodos estratificados e desestratificados, com fases de transições entre estes. Com exceção do pH, todas as variáveis físicas (maiores no período estratificado) e químicas (maiores no período desestratificado) mostraram diferenças significativas entre os períodos. A comunidade fitoplanctônica foi composta por 119 espécies. A biomassa total do fitoplâncton foi significativamente maior no período de estratificação térmica, com os valores máximos registrados em janeiro de 2003. Dinophyceae, Zygnemaphyceae e Cyanophyceae foram as Classes dominantes ao longo do período estudado, enquanto Peridinium pusilum, Cosmarium contractum e Limnothrix sp foram as espécies dominantes. A temperatura da água, estabilidade da coluna d’água, extensão da zona de mistura e concentração de nitrato foram as variáveis que mais influenciaram a comunidade fitoplanctônica do lago Dom Helvécio. C. raciborskii contribui para a biomassa com um máximo de 5,5% e, durante o período de estratificação, contribuiu com 74,5 % na biomassa da Classe Cyanophyceae. A biomassa de C. raciborskii foi significativamente maior no período de estratificação (máx de 0,81mg.L-1) que no desestratificado (máx de 0,18 mg.L-1), com diferença significativas entre períodos mas sem diferenças entre as profundidades. Filamentos heterocitados foram registrados quase que exclusivamente no período de estratificação (45,7%) e não foi registrada a presença de acinetos. A biomassa de C. raciborskii correlacionou positivamente com temperatura, estabilidade da coluna d’água 33 e fósforo solúvel reativo, e negativas com nitrato, amônia, razão DIN:DIP, Zeu e razão Zeu/Zmix, todas no período estratificado. Também foram encontradas correlações negativas entre a biomassa de C. raciborskii com heterocito e as concentrações de amônia. As características físicas e químicas distintas observadas entre os anos de 2002 e 2003, possivelmente, são reflexos das variações climáticas e têm efeito direto na comunidade fitoplanctônica. O padrão monomítico quente parece promover um forte impacto negativo na população de C. raciborskii que, devido à forte resistência a condições, adversas consegue se manter no lago Dom Helvécio. 34 Introdução A cianobactéria Cylindrospermopsis raciborskii (Woloszynska) Seenayya et Subba Raju (Cyanophyceae – Nostocales) habita desde reservatórios oligotróficos do hemisfério Sul a lagos pequenos, rasos e hipereutróficos no hemisfério Norte, demonstrando alto grau de adaptação ecofisiológica (Padisák 1997). Cylindrospermopsis raciborskii ocorre principalmente em ambientes estáveis (Padisák 1997) e quentes (Bouvy et al. 2000, Istvánovics et al. 2000, Huszar et al. 2000, Boric et al. 2000), devido à necessidade de temperaturas adequadas para a germinação do acineto (Padisák 1997) e de pH básico (Padisák 1997, Bouvy 1999). Como essa cianobactéria é capaz de fixar nitrogênio atmosférico dissolvido na água , seu aparecimento pode indicar a deficiência desse elemento no ambiente (Padisák 1997; Barbosa et al. 1999). Bouvy et al. (2000) encontraram relações negativas entre os níveis de amônia e nitrato e a abundância de C. raciborskii no reservatório Ingazeira, no Nordeste brasileiro. O fósforo parece não ter influência direta na presença dessa cianobactéria (Padisák 1997), no entanto, a alta afinidade e capacidade em estocar esse elemento a torna um competidor eficiente em diversos ambientes, inclusive naqueles onde ocorre deficiência de fósforo (Isvánovics et al. 2000). A luz parece não afetar o crescimento de C. raciborskii (Padisák 1997, Bouvy 1999), no entanto, Huszar et al. (2000) encontraram relações negativas entre cianobactérias e a intensidade de luz. De acordo com Padisák (1997), C. raciborskii é uma espécie adaptada a baixas intensidades luminosas, mas os fatores que levaram a essa adaptação não estão elucidados. A predação de C. raciborskii pelo zooplâncton parece não ocorrer com freqüência (Padisák 1997), o que pode responder, em parte, pelo sucesso ecológico dessa cianobactéria. Hawinks (1988) encontrou uma relação inversa entre densidades de cladóceros e de C. raciborskii, sugerindo que essa alga pode inibir o crescimento do zooplâncton filtrador. Inicialmente, C. raciborskii era conhecida por não produzir toxinas. No entanto, acidentes como o ocorrido em 1979 no Reservatório Salomon -Palm Island, Austrália (Padisák 1997) além de outras florações, como nos lagos Balaton na Hungria (Padisák 1997, Padisák & Istvánovics 1997) e Paranoá, em Brasília (Branco & Senna 1996), colocaram esta espécie em uma posição de destaque na lista das cianobactérias formadoras de floração, como levantado por Neilan et al. (2003). 35 Embora no lago Dom Helvécio C. raciborskii não tenha apresentado, até o momento, indícios de floração ou produção de toxinas, não se conhece a importância dessa cianobactéria para esse ambiente e para os demais ecossistemas aquáticos da região. Os lagos externos ao Parque Estadual do Rio Doce têm sido impactados, principalmente pela substituição da Mata Atlântica por monoculturas de eucalipto, e o risco de surgir uma cepa tóxica nesses sistemas alterados é ainda desconhecido. Visando a possibilidade de estudos aplicados questões básicas sobre a dinâmica populacional de C. raciborskii e/ou os fatores que a direcionam no lago Dom Helvécio precisam ser respondidas, destacando-se: 1) Qual a contribuição de C. raciborskii para a biomassa do fitoplâncton no lago Dom Helvécio? 2) Essa contribuição varia ao longo do ano? 3) Que fatores determinam as possíveis variações? 4) As cepas presentes nesse ambiente respondem às variações ambientais da mesma maneira que outras cepas descritas na literatura? A hipótese de Trabalho é que os principais fatores que regulam as populações de C. raciborskii no lago Dom Helvécio são a estabilidade da coluna d’água, a temperatura, o regime de luz subaquático e a disponibilidade de fósforo, tendo sido testadas as seguintes predições: i) uma maior biomassa de C. raciborskii ocorre no verão, como conseqüência da maior temperatura e maior estabilidade nesse ambiente; ii) em condições de estratificação da coluna d’água, maior biomassa dessa cianobactéria são encontradas no hepilímnio; Para testar esta hipótese o estudo teve como objetivo caracterizar a dinâmica populacional de Cylindrospermopsis raciborskii, determinando o comportamento dessa espécie frente às variáveis naturais nos seu habitat (temperatura, luz e nutrientes) e sua participação na comunidade fitoplanctônica do Lago Dom Helvécio – Parque Estadual do Rio Doce, Minas Gerais. Material e métodos As amostragens foram feitas em uma estação fixa da zona limnética, durante um ciclo hidrológico (julho 2002 a julho 2003). Perfis de temperatura, pH e condutividade foram medidos semanalmente com uma multi-sonda Horiba (U-22). As amostras para análise do fito e zooplâncton foram coletadas a intervalos semanais e para a 36 determinação das concentrações de nutrientes a intervalos mensais, todas nas profundidades correspondentes a 100%, 10% e 1% da irradiação incidente na superfície, determinadas a partir do desaparecimento visual do disco de Secchi. Não foi considerada neste estudo a zona afótica do lago. Amostras para análise qualitativa do fitoplâncton foram obtidas através de arrastos verticais e horizontais com rede de 20µm de abertura de malha. As amostragens para análise quantitativa do fitoplâncton, zooplâncton e de nutrientes, foram feitas com auxílio de uma garrafa de van Dorn. Para análise do zooplâncton, até fevereiro de 2003, foram filtrados 15 litros através de rede de 60µm de abertura de malha; a partir de março, até julho de 2003, foram filtrados 200 litros utilizando-se uma bomba se sucção. As concentrações de nitrogênio total (NT), nitrato (N-NO3), nitrito (N-NO2), fósforo total (PT) e fósforo solúvel reativo (P-PO4) foram determinadas segundo Mackereth et al. (1978) e as de amônia (N-NH4) de acordo com Grasshorf (1976). Para a determinação do nitrogênio total, compostos de nitrogênio na água são oxidados a nitrato pelo aquecimento, sob pressão, em uma solução de persultado alcalino; o nitrato é reduzido a nitrito por meio de cádmio; o nitrito, em solução ácida, passa a ácido nítrico, a partir da adição de sulfanilamida; posteriormente é adicionada uma solução de N-naftil e a amostra então é lida no espectrofotômetro, a 543 nm. Para a detreminação de amônia, esta reage com fenol e hipoclorito em uma solução alcalina e forma uma solução azul, reação catalizada por solução de nitropussiato; essa solução é então lida em espectrofotômetro, a 635 nm. Para a determinação de fósforo total, a matéria orgânica presente na amostra é degradada e o fósforo convertido em fósforo solúvel inorgânico. Em uma solução acidificada adequadamente, o fosfato reage com molibdênio para formar uma solução mlibdo-fosfórica, que é então reduzida a um complexo de molibdênio azul e então determinada espectrofotometricamente a 680 nm. A partir das concentrações, foram obtidas as razões, em peso, entre NT e PT (NT:PT) e entre o nitrogênio inorgânico dissolvido e o fósforo solúvel reativo (DIN:DIP). Como os nutrientes foram obtidos em intervalos mensais, foram feitas interpolações para se obter valores semanais, para então se avaliar as correlações entre a disponibilidade de nutrientes e a biomassa do fitoplâncton. Essas interpolações foram feitas no programa estatístico SigmaPlot. Os organismos fitoplanctônicos foram identificados sob microscópio óptico. As contagens foram realizadas sob microscópio invertido, através do método de 37 sedimentação (Utermöhl, 1958), contando-se, através de transectos, até 400 indivíduos da espécie mais abundante (Lund et al. 1958). A densidade de organismos foi calculada de acordo com Villafãne & Reid (1995). O biovolume das espécies do lago Dom Helvécio foi obtido de Barros et al. (2006) e o biovolume total correspondeu à soma das biomassas específicas, obtidas pela multiplicação da densidade de cada espécie pelo biovolume de sua célula ou colônia (Wetzel & Likens 2000). A extensão da zona de mistura (Zmix) foi identificada através dos perfis de temperatura (variação ≥ 0,3ºC, Henry et al. 1989) e de condutividade elétrica (Mitamura & Hino 1985). Os cálculos da estabilidade da coluna d’água foram feitos a partir dos perfis de temperatura da coluna d’água, como descrito em Idso (1973) e os valores de densidade da água obtidos a partir das tabelas de densidade de Hutchinson (1957). A partir dos dados da zona de mistura, da estabilidade da coluna d’água e da temperatura da água, o ciclo estudado foi dividido nos períodos i) desestratificado (21 de julho a 20 de setembro/02 e 18 de junho a 31 de julho/03) e ii) estratificado (27 de setembro/02 a 12 de junho/03). Foram identificadas as fases de transição entre os períodos desestratificado (fase I) e estratificado de 2002/03 (fase III), e entre os períodos estratificado de 2002/03 e desestratificado de 2003 (fase V), constituindo assim as fases II e IV, respectivamente (Figura 2.1). Desestrat I Trans IV Deses V Desestrat III Trans II 700 2 4 27 6 26 8 600 500 10 25 12 24 14 23 16 18 22 20 21 22 20 24 26 19 Zona de mistura (m) Temperatura do ar (ºC) 28 0 400 300 200 Estabilidade (g cm cm-2) 29 100 28 18 30 J A S O N D J F M A M J 0 J Meses Figura 2.1. Divisão do período de estudo em fases: I) desestratificação/02; II) transição/02; III) estratificação02/03; IV) transição/03 e; V) desestratificação/03. 38 Como os dados não forma distribuídos dentro de uma curva normal foram utilizadas estatísticas não paramétricas em todas as análises. Para avaliar as diferenças entre períodos foi utilizado o Teste de Mann-Whitney (U); para as diferenças entre as profundidades de incidência de luz, utilizou-se ANOVA Kruskal-Wallis (H); para as relações de C. raciborskii e demais espécies do fitoplâncton com as variáveis abióticas e com o zooplâncton, foram utilizadas Correlações de Spearman. Todos os testes foram feitos de acordo com Zar (1974) A matriz de biomassa das espécies do fitoplâncton que contribuíram com ≥ 3 % para a biomassa total foi avaliada a partir da Análise de Correspondência Canônica – CCA (Ter Braak 1986); a variação das espécies foi relacionada às variáveis físicas e químicas. A contribuição de cada eixo foi medida pelos eigenvalues e pela percentagem de variância das espécies explicada por esses eixos. As interações entre espécies e as variáveis, para cada eixo, foi dada pelas correlações espécie-variável. A significância dos eixos foi testada realizando-se 999 permutações através do teste de Monte Carlo. Resultados Variáveis abióticas Todas as variáveis físicas e químicas avaliadas, com exceção do pH, mostraram diferenças significativas entre os períodos, separados em função das condições de mistura da coluna d’água, como apresentado a seguir, na tabela 2.1. Temperatura e estabilidade da coluna d’água, extensão da zona eufótica, razão Zeu/Zmix e concentração de fósforo solúvel reativo apresentaram valores mais elevados no período estratificado, já condutividade elétrica, zona de mistura, PT, NT, nitrato, amônia e as razões NT:PT e DIN:DIP foram maiores no período desestratificado. Através do teste de Mann-Whitney, foram registradas diferenças significativas entre as profundidades para temperatura nos dois períodos (H (estr.) (desestr) = 16,8 e p < 0,001; H = 41,3 e p < 0,001), ambos com os menores valores a 1 % da luz incidente. O pH também apresentou valores significativamente menores a 1 % de luz em ambos os períodos (H (desestr.) = 13,9 e p = 0,001; H (estr.) = 27,3 e p < 0,001), sem diferenças entre as profundidades 100 e 10 %. No período desestratificado foram encontradas diferenças significativas entre as profundidades para fósforo solúvel reativo (H = 21,4 e p < 0,001), nitrato (H = 12,35 e p = 0,002) e amônia (H = 6,96 e p = 0,031), todos com maiores concentrações a 1 %. Para 39 a razão DIN:DIP (H = 9,1, p = 0,011), os menores valores nesse período foram observados a 1 %. No período estratificado, diferenças foram registradas para PT (H = 12,6, p = 0,002), NT (H = 6,88, p = 0,032) e amônia (H = 6,46, p = 0,009), com as maiores concentrações de NT a 10 e 1 % de luz e de PT e amônia a 1%. Tabela 2.1 Valores médios e desvio padrão de variáveis físicas e químicas do lago Dom Helvécio. Resultados do teste Mann-Whitney com os valores significativamente diferente entre os períodos desestratificado e estratificado. * Os valores de pH são apresentados em mínimo e máximo. Variáveis Temperatura (ºC) Estabilidade (g.cm.cm-2) Zeu (m) Zmix (m) Zeu:Zmix pH Condutividade (µS.cm-1) PT (µg.L-1) PO4-P (µg.L-1) NT (µg.L-1) NO3-N (µg.L-1) NH4-N (µg.L-1) NT:PT DIN:DIP Desestratificado Média Desv padrão 24,9 ± 0,8 70,7 ± 42,9 Média 28,4 404,7 Estratificado Desv padrão ± 2,1 ± 147,6 Teste Mann-Whitney U Z p 398 -8,95 < 0,001 36,0 -10,23 < 0,001 8,1 16,4 0,56 ± 2,5 ± 4,9 ± 0,2 10,1 8,6 1,3 ± 1,2 ± 2,4 ± 0,5 1332,0 220,5 270,0 -5,95 9,60 -9,41 < 0,001 < 0,001 < 0,001 42,4 5,4 - 8,6* ± 3,9 36,1 5,8- 8,1* ± 3,5 322,5 9,28 < 0,001 30,6 1,8 500,6 10,8 124,1 29,3 192,5 ± 22,1 ± 1,9 ± 126,3 ± 3,9 ± 126,8 ± 22,8 ± 236,2 14,7 3,7 282,6 8,2 49,7 24,3 31,9 ± 6,8 ± 2,8 ± 175,6 ± 4,8 ± 120,5 ± 19,3 ± 64,5 1847 1404,5 834 1865,5 1042 3,80 -5,37 7,4 3,73 6,66 < 0,001 < 0,001 < 0,001 < 0,001 < 0,001 817 7,46 < 0,001 Comunidade fitoplanctônica A comunidade fitoplanctônica do lago Dom Helvécio esteve representada por 119 espécies distribuídas em 8 Classes (anexo 1): Zygnemaphyceae (39), Chlorophyceae (32), Cyanophyceae (25), Bacillariophyceae (9), Dinophyceae (5), Euglenophyceae (4), Cryptophyceae (3) e Chrysophyceae (2). A biomassa total do fitoplâncton foi significativamente maior no período de estratificação térmica (U = 130, Z = -3,6, p < 0,001), com os valores máximos registrados em janeiro de 2003. No período de desestratificação, as maiores biomassas foram registradas em julho de 2002. No entanto, apenas as Classes Chlorophyceae (U = 147, Z = -3,16 e p = 0,002) e Zygnemaphyceae (U = 51, Z = -4,96 e p < 0,001) apresentaram diferenças significativas entre os períodos (figura 2.2). 40 28 26 Outras Zygnemaphyceae Dinophyceae Cyanophyceae Chlorophyceae 24 22 Biomassa (mg.L-1 ) 20 trans-IV estratatificado-III desestr-V 18 desestratificado-I 16 transição-II 14 12 10 8 6 4 2 31/7/2003 14/7/2003 30/6/2003 5/6/2003 18/6/2003 22/5/2003 8/5/2003 23/4/2003 3/4/2003 21/3/2003 6/3/2003 16/2/2003 31/1/2003 16/1/2003 2/1/2003 19/12/2002 4/12/2002 21/11/2002 7/11/2002 25/10/2002 10/10/2002 27/9/2002 13/9/2002 1/9/2002 3/8/2002 15/8/2002 21/7/2002 0 Semanas Figura 2.2. Biomassa das Classes fitoplanctônicas na zona eufótica do lago Dom Helvécio no período julho 2002 a julho 2003. Considerando as cinco fases identificadas, todas as Classes apresentaram biomassas maiores na fase III e menores na fase V, com exceção da Classe Cyanophyceae, que apresentou as maiores biomassas na fase IV e as menores, na fase de II. Com relação à variação temporal na biomassa das Classes, na fase I ocorreu uma codominância das Classes Dinophyceae (33,7%) e Zygnemaphyceae (26,6%) (média de 2,77 e 1,76 mg.L-1, respectivamente). Na fase II, a Classe Zygnemaphyceae foi a dominante, contribuindo com 43,6% da biomassa (média de 2,71mg.L-1) e Cyanophyceae teve a menor contribuição (5,4%), com uma redução significativa em relação ao período I (U=13; Z=2,56; p=0,01). Na fase III, da maior biomassa total, Zygnemaphyceae dominou (média de 3,52mg.L-1; 32,7%) e Cyanophyceae apresentou a menor biomassa (média de 2,53mg.L-1; 17,6%). Na fase IV, Cyanophyceae teve sua maior contribuição (média de 2,22mg.L-1; 32,4%) e Zygnemaphyceae apresentou uma redução significativa em relação ao período III (média de 1,95mg.L-1; 27,4%. U=3,0; Z=2,93; p=0,003). Na fase V, Cyanophyceae continuou a apresentar maior biomassa 41 (média de 1,64mg.L-1; 38,4%); já a biomassa de Zygnemaphyceae (média de 0,41mg.L1 ) bem como sua contribuição para o fitoplâncton total (17,3%) mostraram-se ainda mais reduzidas (U=0,0, Z=2,72; p< 0,007) . Entre as espécies, Peridinium pusilum foi a que mais contribuiu para a biomassa total nas fases I, III e IV (tabela 2.3). No período desestratificado suas maiores biomassas foram registradas a 100% de luz (4,51mg.L-1) e no estratificado a 100% (7,73mg.L-1) e 10% (4,01mg.L-1). Na fase II observou-se uma co-dominância de Cosmarium contractum, que apresentou um crescimento significativo em relação a fase I (U=188,5; Z=-3,36; p<0,001) e P. pusilum, que apresentou um crescimento significativo em relação a fase I (U=40; Z=-4,98; p<0,001); as maiores biomassas de C. contractum foram registradas a 100 % de luz (1,65mg.L-1). Na fase V, Limnothrix sp. foi a espécie dominante e as maiores biomassas registradas a 1% de luz (0,87mg.L-1). Além das espécies dominantes, destacam-se: na fase II, Botryococcus braunii; na fase III, Kirchneriella obesa, com um aumento significativo em relação a fase II (U=360; Z=-4,12; p<0,001), C. contractum e Lyngbya hieronymusii, esta com um pico de 15,5mg.L-1 em janeiro de 2003; na fase IV, Planktolyngbya limentica e na fase V, P. pusilum e P. limentica, ambas com uma redução significativa na sua biomassa em relação ao período IV Tabela 2.3. Principais espécies e sua contribuição para a biomassa total do fitoplâncton no lago Dom Helvécio nas cinco fases identificadas. Fases I II III IV V Espécie Peridiniun pusillum Cosmarium contractum Peridiniun pusillum Botryococcus braunii Peridiniun pusillum Kirchneriella obesa Cosmarium contractum Peridiniun pusillum Limnothrix sp. Planktolyngbya limentica Limnothrix sp. Peridiniun pusillum Planktolyngbya limentica Biomassa média (mg.L-1) 2,43 1,34 1,55 0,77 3,36 1,42 1,02 1,52 1,09 0,69 1,08 1,02 0,38 Desv Padrão ±1,83 ±0,71 ±1,13 ±0,34 ±3,07 ±0,98 ±0,37 ±0,84 ±0,15 ±0,08 ±0,55 ±1,39 ±0,07 Contribuição (%) 28,0 19,7 17,7 11,0 27,4 13,4 9,0 21,8 14,4 10,0 23,0 15,0 10,0 * biomassa máxima 42 A influência de fatores abióticos e bióticos na comunidade fitoplanctônica Os dois primeiros eixos da ordenação canônica com as espécies fitoplanctônicas de maior representatividade apresentaram engeivalues de 0,15 e 0,09, respectivamente, e explicaram 15% da variância total das espécies (tabela 2.4). Os coeficientes de correlação espécies-variáveis ambientais para os mesmos eixos da CCA foram 0,76 e 0,56, respectivamente, indicando uma relação entre as espécies e as variáveis. Tabela 2.4. Medidas de importância (eigenvalues), de correlações espécies-ambiente (força da interação) e da percentagem acumulada da variância das espécies (relação espécies-ambiente) explicada pelos eixos da ordenação canônica. Medidas Eigenvalues Coeficiente de correlação Porcentagem da variância Eixo 1 0,15 0,76 9,3 Eixo 2 0,09 0,56 5,7 As opções selecionadas pela CCA com o teste de permutações de Monte Carlo indicaram que a temperatura da água, estabilidade da coluna d’água, extensão da zona de mistura e concentração de nitrato foram as variáveis que mais influenciaram a comunidade fitoplanctônica do lago Dom Helvécio, como apresentado na tabela 2.5 e na CCA biplot (figura 2.3). Tabela 2.5. Coeficientes de correlação “inter-setas” entre as variáveis ambientais significativas e que foram adicionadas ao modelo de ordenação canônica. Em negrito estão as variáveis que mais contribuíram para a ordenação dos eixos. Variávies Estratificação Profundidade PO4-P NO3-N NH4-N DIN:DIP Estabilidade Zeu Zmix Zeu:Zmix pH Temperatura Eixo 1 -0,39 0,31 -0,24 0,49 0,38 0,39 -0,54 -0,23 0,52 -0,39 -0,26 -0,65 Eixo 2 0,01 0,13 0,01 0,24 0,04 0,13 0,06 -0,28 0,30 -0,30 -0,11 0,07 43 CCA 1,0 Espécies Abióticos 0,8 Lyngbya 0,6 Zeu:Zmix Zeu NO3-N Bbraunii Bbraunii Eixo 2 (5,7 %) 0,4 Ccontrac 0,2 -0,1 -0,2 Prof Gymnodsp Cmonilif Prof Estabili Estrat PO4-P Ssmithii Ppusillu Chlorell NH4-N Temp Ppusillu Sincus Chlorella pH Cracibos Sincus Kobesa Plimneti Kobesa Cracibors DIN:DIP -0,4 Zmix Limnothr -0,7 -0,8 -1,0 -0,8 -0,6 -0,4 -0,2 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 1,4 1,6 1,8 2,0 Eixo 1 (9,3 %) Figura 2.3. Diagrama de ordenação da Análise de Correspondência Canônica (CCA) mostrando as espécies fitoplanctônicas e as variáveis ambientais que exerceram influência significativa e independente na distribuição do fitoplâncton. As setas mostram as variáveis que mais contribuíram para a ordenação; as amostras à direita do eixo 2 representam principalmente o período desestratificado e as da esquerda o período estratificado. Os padrões de distribuição da biomassa e composição do fitoplâncton obtidos pela CCA, e explicados pelas variáveis ambientais selecionadas, foram dispostos no eixo 1 (horizontal) e pode ser interpretado como um gradiente de nitrato, Zmix, temperatura e estabilidade, cujos valores refletem a transição entre os períodos de estratificação e desestratificação térmica. À direita do eixo 2 (vertical), as variáveis concentração de nitrato e Zmix, dispostas no eixo 1, apresentaram maiores valores no período desestratificado.;Já as variáveis temperatura e estabilidade da coluna d’água, dispostas no eixo 1, à esquerda do eixo 2, apresentaram os maiores valores no período estratificado. Todas essas variáveis apresentaram diferenças significativas entre os períodos (tabela 2.1). 44 A dinâmica de Cylindrospermopsis raciborskii no lago Dom Helvécio A participação de C. raciborskii na biomassa fitoplanctônica total do lago Dom Helvécio foi pequena (máximo de 5,5%). Porém, durante o período de estratificação, essa espécie teve participação relevante na biomassa da Classe Cyanophyceae, chegando a contribuir com até 74,5% da biomassa (figura 2.4). No entanto, durante os períodos de desestratificação, a participação foi muito pequena, chegando mesmo a não ser encontrada na comunidade fitoplanctônica do lago. A biomassa de C. raciborskii foi significativamente maior no período de estratificação (mediana: 0,04mg.L-1; máxima: 0,81mg.L-1) que no desestratificado (mediana: 0,01mg.L-1; máxima: 0,18 mg.L-1), sendo a única espécie entre as cianofíceas a apresentar diferença entre períodos (U = 166,5; Z = -2,79; p = 0,005). No entanto, no período estratificado, não foram registradas diferenças significativas da biomassa entre as profundidades 0,14 Biomassa de C. raciborskii (mg L-1 ) 0,12 0,10 0,08 0,06 0,04 0,02 0,00 -0,02 -0,04 100% 10% 1% Profundidade de incidência de luz Media ± DP Figura 2.4. Variação – média e desvio padrão – na biomassa de C. raciborskii nas profundidades de 100, 10 e 1 % incidência da luz na superfície, no lago Dom Helvécio, MG. 45 As maiores biomassas de C. raciborskii foram registradas em dezembro de 2002 (0,56mg.L-1) e abril de 2003 (0,81mg.L-1), meses em que esta espécie contribuiu, respectivamente, com 3,2 e 0,5% da biomassa total e 74,5 e 15,32 % da biomassa da Classe (figura 2.4). Nos demais períodos foram registradas medianas próximas a zero, com a ocorrência de picos de biomassa apenas em setembro (0,18 mg.L-1) e novembro de 2002 (0,2 mg.L-1). A presença de filamentos com heterocito foi registrada quase que exclusivamente no período de estratificação, quando a contribuição média de tricomas heterocitados foi 45,7% (figura 2.5). Nos períodos desestratificados a razão média tricomas heterocitados/tricomas sem heterocito foi de 1:100, sendo que a proporção máxima de tricomas heterocitados (17:100) foi observada em maio de 2003. Durante o período estudado não foi registrada a presença de acinetos em nenhum filamento. 16 15 15 9 9 Biomassa (mg.L-1 ) 8 desestratificado-I P. limentica L. hieronymusii Limnothrix sp. C. raciborskii transição-II estratificado-III 7 trans-IV 6 desestra-V 5 4 3 2 1 31/7/2003 14/7/2003 30/6/2003 18/6/2003 5/6/2003 8/5/2003 22/5/2003 3/4/2003 23/4/2003 6/3/2003 21/3/2003 16/2/2003 31/1/2003 16/1/2003 2/1/2003 4/12/2002 19/12/2002 7/11/2002 21/11/2002 25/10/2002 27/9/2002 10/10/2002 1/9/2002 13/9/2002 3/8/2002 15/8/2002 21/7/2002 0 Semanas Figura 2.5. Variação na biomassa de espécies da Classe Cyanophyceae ao longo do período de estudo. 46 0,9 C. raciborskii sh C. raciborskii ch 0,8 Biomassa (mg.L-1 ) 0,7 estratificado-III 0,6 0,5 desestratificado-I transição-II trans-IV desestra-V 0,4 0,3 0,2 0,1 7/7/2003 19/7/2003 23/6/2003 12/6/2003 29/5/2003 17/5/2003 30/4/2003 3/4/2003 16/4/2003 21/3/2003 6/3/2003 16/2/2003 31/1/2003 16/1/2003 2/1/2003 4/12/2002 19/12/2002 7/11/2002 21/11/2002 25/10/2002 27/9/2002 10/10/2002 13/9/2002 1/9/2002 3/8/2002 15/8/2002 21/7/2002 0,0 Semanas Figura 2.6. Biomassa de Cylindrospermopsis raciborskii – com (ch) e sem heterocito (sh) no lago Dom Helvécio. Com relação às variáveis discriminadas na CCA foram encontradas correlações positivas entre a biomassa de C. raciborskii e os valores de temperatura e estabilidade da coluna d’água e negativas com nitrato e razão DIN:DIP, apenas no período estratificado (tabela 2.7). Além das variáveis discriminadas na CCA, foram encontradas correlações positivas com fósforo solúvel reativo, e negativas com amônia, Zeu e razão Zeu/Zmix, todas no período estratificado (tabela 2.7). Tabela 2.7. Coeficientes de correlação de Spearman entre a biomassa de Cylindrospermopsis raciborskii e as variáveis ambientais (são apresentadas apenas as correlações significantes – p < 0,05 e * p < 0,001) (ch: com heterocito). Espécies C. raciborskii total C. raciborskii c.h. PO4-P 0,34 * NO3-N -0,43 * NH4-N -0,31 -0,43 * DIN:DIP -0,47 * Temp 0,42 * Estab 0,37 * Zeu -0,35 * Zeu/Zmix -0,23 Quando filamentos com e sem heterocitos são analisados, foram encontradas correlações negativas entre a biomassa de C. raciborskii com heterocito e as 47 concentrações de amônia (tabela 2.7). Com relação à influência do zooplâncton, foram registradas relações positivas entre C. raciborskii e a densidade de Rotifera (r = -0,27, p < 0,05). Discussão A influência climática nas características físicas e químicas do lago Dom Helvécio. A ordenação das variáveis físicas e químicas feita pela CCA separou os períodos observados para as duas condições ambientais opostas encontradas no lago Dom Helvécio: o período de estratificação, quando são registradas maiores temperaturas e estabilidade da coluna d’água, maior penetração de luz e menor zona de mistura (elevadas razões Zeu:Zmix); e o período de desestratificação (maio a agosto), quando ocorrem menores temperaturas, menor estabilidade da coluna d’água e menor disponibilidade de luz (menores razões Zeu:Zmix). Os resultados obtidos neste estudo são semelhantes aos encontrados por Barros (2003) e confirmam um padrão de características físicas e químicas, como menor penetração de luz, maiores concentrações de PT (somente para o ano de 2002)e amônia no período de seca (desestratificado) e maiores valores de pH, temperatura e concentrações de fosfato no período de chuvas (estratificado). As características físicas e químicas distintas observadas entre os anos de 2002 e 2003, possivelmente, refletem as variações climáticas ocorridas nesses anos: em 2002, a influência do El Niño resultou em menores precipitações no verão e maiores temperaturas do ar no inverno; já em 2003, período pós El Niño, verificaram-se elevadas precipitações no verão e baixas temperaturas no inverno (Garcia & Barbosa 2005). Como reflexos dessa variação, de julho a setembro de 2002, a coluna d’água não circulou completamente, permanecendo parcialmente estratificada. A morfometria do lago – particularmente sua profundidade elevada e forma dendrítica – tornam a circulação menos efetiva (Tundisi et al. 1981, Tundisi & Musara 1986) e as maiores temperaturas registradas no inverno desse ano aparecem como prováveis fatores causadores dessa desestratificação parcial. A partir de outubro o lago estratificou, assim permanecendo até abril de 2003, quando a termoclina começou a ser erodida, até a coluna d’água circular completamente em julho quando, sob influência de menores temperaturas do ar, a coluna d’água apresentou menores temperaturas e estabilidade (Garcia & Barbosa 2005). 48 Variações climáticas têm efeitos diretos nas características físicas da água (e.g. conteúdo de calor, estabilidade e extensão da zona de mistura) e indiretos na química (disponibilidade de nutrientes), fatores estes que influenciam a dinâmica do fitoplâncton (Garcia & Barbosa 2005). No entanto, de acordo com Vinçon-Leite et al. (2002) as condições meteorológicas têm maior efeito na produção das algas no inverno e no início da primavera, enquanto no verão interações biológicas e a limitação por nutrientes são os principais fatores. Nos períodos de desestratificação a circulação da coluna d’água e a ressuspensão de sedimentos concentrados no hipolímnio anóxico levaram à redução da zona eufótica e ao aumento da condutividade elétrica e das concentrações de nitrogênio total e de fósforo total. No período de estratificação, a coluna d’água esteve mais quente e estável. As elevadas concentrações de nitrogênio e fósforo (dados não apresentados) no hipolímnio sugerem que esse compartimento reteve grande parte do material sedimentado na coluna d’água, apresentando no epi/metalímnio menores concentrações de nitrogênio e fósforo. No entanto, as menores concentrações de fósforo solúvel reativo, registradas no período de estratificação se devem, possivelmente, à rápida assimilação desse nutriente pelo fitoplâncton (Bouvy et al. 2003) presente em maior biomassa nesse período. A dinâmica da biomassa fitoplanctônica no lago Dom Helvécio Os estudos desenvolvidos no lago Dom Helvécio por Barros et al. (2006) sugerem a ocorrência de pequena variação na biomassa entre os períodos desestratificado e estratificado, embora exibindo mudanças na estrutura da comunidade fitoplanctônica. Além disso, esses autores encontraram variações significativas na distribuição vertical das espécies no período estratificado e distribuição homogênea durante o período desestratificado. No presente estudo a biomassa do fitoplâncton foi significativamente maior no período estratificado. A mistura da coluna d’água constitui importante fator na definição da composição e abundância do fitoplâncton (Reynolds 1999a). Para Barbosa & Padisák (2002), os padrões de estratificação e desestratificação térmica estão entre os principais fatores que favorecem o desenvolvimento de organismos pesados, como a maioria das desmidiáceas. A atelomixia – eventos de estratificação e desestratificação parcial da coluna d’água durante períodos de 24 horas – é fundamental na estruturação da comunidade fitoplanctônica no lago Dom Helvécio. 49 Nos períodos desestratificados, a ocorrência de menores biomassas se dá, possivelmente, devido às menores temperaturas (Beyruth 2000) e à maior mistura da coluna d’água. Essa mistura, apesar de redistribuir os nutrientes na coluna d’água, pode fazer com que a luz disponível seja um fator limitante para o fitoplâncton (Barros 2003). No período estratificado, quando a temperatura e a estabilidade da coluna d’água apresentaram valores elevados, a maioria das espécies apresentou correlações positivas com essas duas variáveis e negativas com nitrato, amônia e razão DIN:DIP, possivelmente respondendo positivamente às condições favoráveis de temperatura e de estabilidade ambiental e limitação por fósforo solúvel reativo, presente em baixas concentrações na zona eufófica. De acordo com Vollenweider (1983) o fósforo pode ser considerado limitante quando a razão N:P é maior que 9, condição essa freqüentemente registrada no lago Dom Helvécio. Segundo Reynolds (1997), dinoflagelados freqüentemente tornam-se dominantes no fitoplâncton de corpos d’água estratificados e, de acordo com Regeli et al. (2004), nessas condições, esses organismos podem migrar na coluna d’água em busca de condições ótimas de luz e nutrientes. Peridiniun pusillum foi a espécie dominante ou codominante em quase todo o período estudado, exceto no inverno de 2003, quando a coluna d’água circulou completamente. No entanto, em 2002, quando a desestratificação foi parcial (Garcia & Barbosa 2005), essa espécie teve uma importante participação. As maiores biomassas dessa espécie foram registradas a 100% e 10% de luz. De acordo com Reynolds (1997), alguns pequenos dinoflagelados do gênero Peridinium apresentam uma relação inversa com fósforo, o que pode explicar a maior biomassa dessa espécie nas camadas superficiais do lago Dom Helvécio, onde esse nutriente geralmente é encontrado em menores concentrações. Nos períodos de desestratificação, as biomassas significativamente menores de Zygnemaphyceae estão possivelmente relacionadas à elevada instabilidade da coluna d’água (Barros 2003) e a menor irradiância, significativamente menor nesse período. Barbosa & Padisák (2002) creditaram o sucesso das desmidiáceas em águas tropicais à compartimentalização promovida pelas mudanças diurnas e sazonais de temperatura na coluna d’água sendo a atelomixia o principal fator determinante de sua dominância, corroborando estudos de Reynolds et al. (2002). Para Barros (2003), os maiores valores de temperatura, pH e fósforo solúvel reativo no período de chuvas contribuem para o aumento da biomassa de Zygnemaphyceae. 50 Além desses fatores, as maiores razões Zeu:Zmix, importante determinante na taxa de crescimento (Erikson 1998) e na composição e biomassa do fitoplâncton (Marinho & Huszar 2002), proporciona condições ideais para o desenvolvimento desse grupo, uma vez que aumenta o tempo de residência na faixa de maior luminosidade, através da ressuspensão constante dos organismos (Reynolds 1989). A influência das variáveis físicas nas desmidiáceas fica ainda mais evidente quando se comparam os períodos de seca de 2002 e 2003. Foram registradas maiores biomassas de Zygnemaphyceae em 2002, quando a coluna d’água manteve-se parcialmente estratificada, que em 2003, quando a circulação da coluna d’água foi completa. Cosmarium contractum foi a desmidiácea que apresentou as maiores biomassas, principalmente a 100% e 10 % de penetração de luz, aparentemente favorecida pelas condições de maiores temperaturas e estabilidade da coluna d’água, assim como da disponibilidade de fósforo solúvel reativo no ambiente como indicado pelas correlações. Apesar de serem dominantes apenas na fase III, as cianobactérias constituem um grupo importante para a comunidade fitoplanctônica do lago Dom Helvécio. No entanto, apesar das elevadas biomassas registradas para Lyngbya hieronymusii, as demais espécies desse grupo não apresentaram grandes biomassas. No verão, quando foram registradas condições descritas na literatura como favoráveis para as cianobactérias, com maiores temperaturas (Tundisi 1990, Shapiro 1990), maior estabilidade da coluna d’água (Reynolds 1987) e menores razões DIN:DIP (Smith 1983, Bulgakov & Levich 1999), a forte incidência de luz na zona eufótica – média de 413 e máximo de 2566µmol.m2.s-1 (PELD/UFMG 2003, 04, 05) – possivelmente constituiu um fator limitante importante, já que as cianobactérias são mais competitivas em baixa disponibilidade de luz (Smith, 1986). Além disso, as correlações negativas com nitrato e razão DIN:DIP, apontam para uma possível limitação por fósforo solúvel. Somente para Limnothrix sp. foram encontradas correlações positivas com a razão DIN:DIP e negativas com fosfato. De acordo com Marinho e Huszar (2002), nitrogênio inorgânico dissolvido abaixo de 155µg.L-1 e razão N/P < 10 beneficiam cianobactérias não fixadoras de nitrogênio. A dinâmica de Cylindrospermopsis raciborskii no lago Dom Helvécio A ocorrência de Cylindrospermopsis raciborskii foi identificada no lago Dom Helvécio em 2000 (Padisák et al. 1999). Os estudos desenvolvidos até o momento não apontam para o potencial tóxico (Ribeiro & Barbosa 2002), mas alertam para o 51 potencial invasor dessa cianobactéria e de seus prováveis efeitos negativos na comunidade fitoplanctônica de outros lagos da região do médio Rio Doce (Souza 2005). Além disso, estudos em andamento indicam a presença de C. raciborskii e outra espécie do gênero Cylindrospermopsis em outros lagos da região. Neste estudo, C. raciborskii contribuiu com o máximo de 1 % da biomassa total do fitoplâncton no lago Dom Helvécio, bem menos que os 8 % encontrados por Souza (2005); essa autora desenvolveu estudos no lago Dom Helvécio no ano de 2002, no entanto, a partir de coletas mensais. Provavelmente devido à persistência de condições físicas mais favoráveis ao desenvolvimento dessa espécie – maiores temperaturas e estabilidade da coluna d’água – ao longo daquele ano como um todo, em virtude dos efeitos do El Niño (Garcia & Barbosa 2005). A contribuição dessa espécie também foi menor que nos reservatórios Nova Avanhandava (4 %) e Barra Bonita (3 %), como demonstrado por Padisák et al. (2000) que no reservatório Juturnaíba, no Estado do Rio de Janeiro, onde alcançou 46 % da biomassa (Marinho & Huszar, 2002) e no lago das Garças, em São Paulo, aonde chegou a representar 50 % da biomassa total (Tucci & Sant’Anna 2003). Condições extremas foram observadas no reservatório Tapacurá, no Estado de Pernambuco onde C. raciborskii, juntamente com outra cianobactéria do gênero Raphidiopsis, representou c. 80% da biomassa do fitoplâncton (Bouvy et al 2003) e no reservatório Ingazeira, também em Pernambuco, onde essa espécie chegou a compor 100% da biomassa (Bouvy et al. 1999). Esses reultados indicam que, aparentemente, C. raciborskii não constitui um problema no lago Dom Helvécio. Os resultados obtidos neste trabalho colocam o lago Dom Helvécio como um ambiente que, ao longo de um ciclo hidrológico, oferece duas condições distintas para C. raciborskii: i) durante o período de desestratificação (maio a agosto/setembro), a mistura completa ou parcial da coluna d’água, aliada às menores temperaturas parece se tornar um fator limitante para o desenvolvimento desta espécie, apesar da mistura promover um regime de luz favorável; ii) no período estratificado, a forte estabilidade da coluna d’água, aliada às maiores temperaturas deveria promover condições físicas ideais para esta cianobactéria, como sugerido por Padisák (1997) e Bouvy (1999). No entanto, a extensão zona eufótica (até 15 m de profundidade), parece constituir condições adversas para C. raciborskii, como indicam as correlações negativas entre as sua biomassa e a extensão da zona eufótica, assim como a não existência de diferenças significativas entre as biomassas (baixas) e as profundidades de incidência de luz. Assim, a luz possivelmente age como principal fator limitante nesse período apesar de 52 Marinho & Huszar (2002) terem registrado a dominância dessa cianobactéria em condições de elevada disponibilidade de luz. Abaixo de 15 m, onde ocorreriam condições de luz mais favoráveis, são registradas temperaturas < 25ºC, o que torna esse compartimento do lago desfavorável para esse organismo. No período estratificado, a correlação positiva entre C. raciborskii e fósforo solúvel reativo sugere uma maior capacidade de C. raciborskii em assimilar fosfato, mesmo quando esse elemento se encontra em baixas concentrações, o que poderia estar favorecendo essa espécie em relações as demais, em condições de limitação por este nutriente. Tal indício vai de encontro à independência de C. raciborskii em relação à concentração de fósforo sugerida por Padisák & Istvánovic (1997). No entanto, estudos fisiológicos (Istvánovics et al. 2000) destacam que essa espécie é extremamente oportunista, desenvolvendo adaptações para a estocagem e alta afinidade para este nutriente e que essas adaptações podem favorecer em condições de deficiência crônica ou flutuações marcantes de fósforo. Também no período estratificado, a elevada ocorrência de filamentos com heterocito (contribuição média de 45,7%) e as correlações negativas com a razão DIN:DIP, nitrato e amônia, ambos nutrientes com menores concentrações neste período , apontam para a utilização de N2 atmosférico, via fixação, como uma das principais fontes de nitrogênio para C. raciborskii (Marinho & Huszar, 2002; Bittencourt-Oliveira & Molica, 2003). O padrão monomítico quente do lago Dom Helvécio, com a queda da temperatura promovendo circulações da coluna d’água e uma intensa instabilidade ambiental no inverno, parece promover um forte impacto negativo na população de C. raciborskii, que chega a desaparecer em alguns meses no período de desestratificação. Estes resultados corroboram aqueles obtidos por Tucci & Sant’Anna (2003), que atribuíram a ausência de C. raciborskii no lago das Garças, durante o inverno, às baixas temperaturas do ar e da água, aos longos períodos de desestratificação térmica da coluna d’água e ao aumento da profundidade da zona de mistura. Em ambientes rasos, como o lago Balaton, na Hungria, o recrutamento bêntico de acinetos é uma contribuição significante para o desenvolvimento da população na próxima estação de crescimento, como demonstrado por Padisák & Istvánovic (1997). Em contraposição, a ausência de registro de tricomas com acinetos neste estudo sugere que o crescimento da população na estação seguinte se dá a partir dos poucos tricomas que permanecerem na coluna d’água. Além disso, mesmo se houvesse a produção de acinetos, os mesmo provavelmente se perderiam no sedimento do lago que, devido à 53 elevada profundidade, permanece isolado do epi/metalímnio no período de estratificação térmica, mesmo nos eventos de tempestades tropicais. A forte resistência a condições adversas possivelmente é um fator determinante na manutenção de C. raciborskii no lago Dom Helvécio, que parece constituir um ambiente relativamente até certo ponto inóspito para esta cianobactéria, visto as baixas densidades registradas ao longo do ano, principalmente no período de desestratificação. No entanto, são necessários mais estudos sobre a ecologia dessa espécie, uma vez que pouco se sabe sobre suas respostas às variações na física e química do lago Dom Helvécio e seu comportamento diante de mudanças climáticas menos estocásticas, como El Nino, e mais prolongadas, como aquecimento global. Estudos sobre a filogenia e toxicologia dessa espécie são também necessários considerando entre outros aspectos o fato que muitos lagos do médio Rio Doce vêm sofrendo diversos impactos antrópicos, os quais poderão torná-los favoráveis ao desenvolvimento de C. raciborskii, que poderia vir a constituir um problema resultante de seu potencial invasor conforme demonstrado por Souza (2005). 54 Referências bibliográficas Barbosa, F.A.R., Padisák, J., Espíndola, E.L.E., Borics, G., Rocha, O. 1999. The Cascading Reservoir Continun Concept (CRCC) and its Application to the River Tietê-Basin, São Paulo State, Brazil. In Tundisi, J.G. and Straskraba, M. (Eds.) Theoretical Reservoir Ecology and its Applications. International Institute of Ecology, Brazilian Academy of Sciences and Backhuys Publishers, p. 425-437. Barbosa, F.A.R., Padisák, J. 2002. The forgotten lakes stratification pattern: atelomixis, and its ecological importance. Verh. Internat. Verein. Limnol 27 (5): 1-11. 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Barbosa Resumo O presente estudo teve como objetivo determinar as respostas in vitro de C. raciborskii à manipulações nas condições de temperatura, regime de luz, concentração de fósforo solúvel reativo e razão N:P (dissolvidos). As amostragens foram feitas na profundidade correspondente a 10 % da luz incidente na superfície. Os tricomas foram isolados e mantidos em meio ASM-1, em incubadoras climatizadas (± 25ºC; ± 140µmol.m2.s-1) e fotoperíodo de 12 horas. Os experimentos foram conduzidos em triplicatas, durante 10 dias. Foram testados as respostas à variações nas seguintes variáveis: 1) temperatura 4 tratamentos: controle (25ºC) e tratamentos (20, 30 e 35ºC); 2) irradiância: 4 tratamentos: controle (140µmol.m2.s-1) e tratamentos (350, 220 e 65µmol.m2.s-1) e 3) respostas ao efeito do fósforo e razões N:P: 4 tratamentos: controle (sem adição) e tratamentos (adição de KH2PO4:12, 60 e 120µg.L-1). Em todos os experimentos foram registrados aumentos nas curvas de crescimento dos filamentos. A maior absorbância final em resposta a mudanças de temperatura foi obtida para a cultura mantida a 25ºC. No experimento com mudanças de intensidade luminosa os maiores valores foram obtidos no tratamento com 65µmol.m2.s-1. Todos os tratamentos submetidos ao enriquecimento apresentaram crescimento maior que o controle, mas não entre os tratamentos. No experimento com temperatura, ao final do período de incubação, todos os tratamentos apresentaram densidade de tricomas significativamente maior que a inicial, sendo o maior no tratamento a 25ºC (84.496org.ml-1), sem diferenças entre os tratamentos. Para o experimento com luz, as maiores densidades de C. raciborskii foram observadas ao final do experimento, em todos os tratamentos, com as maiores medianas sendo obtidas nos tratamentos de 65 e 220µmol.m2.s-1 (98.825 e 116.525org.ml-1, respectivamente). Nos experimentos com enriquecimento todos os tratamentos, inclusive o controle, apresentaram maior crescimento que a água do lago. As densidades máximas registradas nos tratamentos enriquecidos foram 29.693org.ml-1. Os resultados obtidos neste trabalho corroboram parcialmente aqueles obtidos in situ, 60 onde foram encontradas correlações positivas entre a biomassa de C. raciborskii com a temperatura da coluna d’água e com fósforo solúvel reativo, mas não foram encontradas diferenças significativas na biomassa entre as profundidades de 100, 10 e 1 % de incidência de luz. A temperatura da água aparece, portanto, como um dos principais fatores reguladores da dinâmica dessa espécie no lago Dom Helvécio. 61 Introdução A cianobactéria Cylindrospermopsis raciborskii (Woloszynska) Seenayya et Subba Raju (Cyanophyceae, Nostocalle) habita desde reservatórios oligotróficos do Hemisfério Sul a lagos pequenos, rasos e hipereutróficos no Hemisfério Norte, além de ambientes lóticos (Padisák, 1997) colonizando, portanto, amplo espectro de ambientes de água doce. Seu crescimento ocorre principalmente em águas quentes e estáveis (Bouvy et al., 2000; Isvánovics et al., 2000; Huszar et al., 2000; Borics et al., 2000) e com pH > 8,0 (Padisák, 1997, Bouvy, 1999). Uma vez que C. raciborskii possui heterocito é capaz de fixar nitrogênio atmosférico e seu aparecimento pode ser um indicador da deficiência desse elemento no ambiente (Padisák, 1997, Barbosa et al., 1999). No que se refere às influências do fósforo e da luminosidade na abundância de C. raciborskii, não existe um consenso na literatura existente. No lago Dom Helvécio, localizado no Parque Estadual do Rio Doce, Minas Gerais, alguns estudos desenvolvidos no âmbito do projeto “Dinâmica biológica e a conservação da biodiversidade da Mata Atlântica do médio rio Doce-MG” (Programa de Pesquisas Ecológicas de Longa Duração – PELD/MCT-CNPq) têm focalizado C. raciborskii. Estes estudos demonstraram que a cepa encontrada neste lago apresenta filamentos retos, baixa proporção de filamentos heterocitados e nenhum indício de floração ou produção de toxinas. Estudos in situ, a partir de amostragens semanais e experimentos em laboratório permitiram ampliar o conhecimento da ecologia desta espécie. No entanto, não existem ainda estudos in vitro para verificar as respostas da cepa de C. raciborskii originária do lago Dom Helvécio às principais variáveis descritas na bibliografia como reguladoras de sua população. Além disso, apesar dessa espécie ter sido descrita apenas no lago Dom Helvécio, já foi identificado outra espécie do gênero Cylindrospermopsis em outros lagos da região do Médio Rio Doce e Souza (2005) já demonstrou o potencial invasivo de C. raciborskii para outros lagos da região: através de experimentos in vitro cultivaram-se cepas de C. raciborskii, oriundas do lago Dom Helvécio, em amostras de água proveniente da lagoa Jacaré, onde essa cianobacéria não ocorre; no final do experimento C. raciborskii predominou na cultura. Esses experimentos demostraram a importância de se compreender os fatores que determinam sua dinâmica nesses ambientes. 62 Partindo das premissas que a temperatura está entre as principais variáveis regulando as populações de C. raciborskii (Bouvy et al., 2000; Isvánovics et al., 2000; Huszar et al., 2000; Borics et al., 2000), que a luz não é um fator limitante (Padisák, 1997; Bouvy, 1999) e que fósforo não constitui um fator regulador de suas populações (Padisák, 1997), este trabalho testou as seguintes hipóteses: i) o crescimento de C. raciborskii é favorecido em ambientes com temperaturas acima de 25 ºC e inibido por temperaturas superiores a 35ºC; ii) C. raciborskii apresenta maior crescimento em condições de baixa irradiância (até 150 µmol.m2.s-1); iii) a disponibilidade de fósforo não afeta o crescimento desta espécie. Para testá-las, o estudo teve como objetivo determinar as respostas, in vitro, de C. raciborskii à manipulações nas condições de temperatura, regime de luz, concentração de fósforo solúvel reativo – P-PO4) e razão nitrogênio e fósforo (N:P). Material e métodos As cepas de C. raciborskii utilizadas neste trabalho são oriundas do lago Dom Helvécio, localizado no Parque Estadual do Rio Doce, Minas Gerais, coletadas a profundidade correspondente a 10 % da irradiação incidente na superfície. Os tricomas foram isolados e mantidos em cultivo permanente tipo batch unialgal, mas não axênico, em meio ASM-1 (Gorham et al. 1964) (anexo 2), em incubadoras climatizadas (25ºC ± 1o C ; 140µmol.m2.s-1) e fotoperíodo de 12 horas, no Laboratório de Ecologia de Processos e Qualidade da Água do ICB/UFMG. Os experimentos foram desenvolvidos em frascos de 500 ml, em triplicatas, com duração de 10 dias. Para testar o efeito da temperatura, as amostras foram mantidas em meio ASM-1 e regime de luz de 140µmol.m2.s-1, e a foram realizados quatro tratamentos: Tratamento Controle (25ºC), e Tratamentos 1 (20ºC), 2 (30ºC) e 3 (35ºC). Para testar o efeito da irradiância, as amostras foram mantidas em meio ASM-1, sob temperatura de 25ºC, sendo o regime de irradiância na incubadora variado em 4 tratamentos: Controle (140µmol.m2.s-1) e Tratamentos 1 (350µmol.m2.s-1), 2 (220µmol.m2.s-1) e 3 (65µmol.m2.s-1); a maior irradiância estabelecida foi a máxima atingida na imcubadora. A radiação foi medida com um radiômetro Li-Cor, modelo LI189. Para testar o efeito de diferentes concentrações de fósforo e razões N:P, os tricomas 63 mantidos em cultivo foram incubados em água proveniente do lago Dom Helvécio filtrada em filtros GF 52-C e enriquecida com solução de KH2PO4, nos seguintes tratamentos: 1) Controle: água do lago sem adição de fósforo (P-PO4: 0,98µg.L-1; NNO3: 5,5µg L-1; razão N/P: 5,6); 2) Tratamento 1: adição de 12µg.L-1 de KH2PO4; 3) Tratamento 2: adição de 60µg.L-1 de KH2PO4; 4) Tratamento 3: adição de 120µg.L-1 de KH2PO4. Foram retiradas alíquotas para determinação inicial e final de fósforo solúvel reativo, nitrato e amônia. Para quantificação dos tricomas, sub-amostras de 100ml foram retiradas no início e final de cada experimento e preservadas em solução de lugol acético. Após sedimentação (Utermöhl, 1958), as contagens foram feitas em microscópio invertido, em transectos, até se atingir 400 filamentos. Para se acompanhar a taxa de crescimento, alíquotas de 1ml foram retiradas a cada 24 horas – foram efetuadas cinco réplicas – para medidas de densidade óptica a 750 nm, de acordo com Shafik et al. (2001), que encontraram uma relação significativa (r = -0,946, n = 70) entre a densidade óptica e o peso fresco. A existência de diferenças entre as curvas de crescimento para cada tratamento foi verificada através de Análises de Variância Fatorial (ANOVA Fatorial) e do teste de Tukey HSD. Para testar a significância das diferenças nas respostas de C. raciborskii entre os tratamentos, foram feitas análises de variância de Kruskal-Wallis. Todas as análises foram feitas de acordo com Zar (1974). Resultados Respostas às variações na temperatura Nos quatro tratamentos foram registrados aumentos nas absorbâncias do início para o fim do experimento, indicando um crescimento contínuo dos filamentos (Figura 3.1). A maior absorbância final foi obtida para a cultura mantida a 25ºC, seguida pelos tratamentos de 20, 35 e 30ºC. No entanto, não foram encontradas diferenças significativas entre as curvas de crescimento. Ao final do período de incubação, todos os tratamentos apresentaram densidade média de tricomas significativamente maior que a inicial (Figura 3.2). Os cultivos de C. raciborskii mantidos a 25 e 30ºC apresentaram as maiores densidades médias (84.496 e 76.666org.ml-1, respectivamente), seguidos pelo tratamento de 35ºC (média de 43.906org.ml-1). No entanto, não foram observadas diferenças significativas entre esses 64 três tratamentos. Densidades significativamente médias menores (média de 24.780org.ml-1) foram registradas no tratamento a 20ºC. 0,080 0,070 Absorbância a 750nm 0,060 0,050 0,040 0,030 0,020 0,010 20ºC 25ºC 30ºC 35ºC 0,000 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 Dias Figura 3.1. Curvas de crescimento – médias, ± desvio padrão – de culturas de Cylindrospermopsis raciborskii mantidas sob quatro condições de temperatura. 90000 80000 -1 Densidade (org mL ) 70000 Kruskal-Wallis: H = 19.3; p = 0.0007 N = 32 Mann-Whitney: Ini & 20: U = 0; Z = -2.60; p = 0.009 20 & T: U = 0; Z = -1.96; p = 0.050 60000 50000 40000 30000 20000 10000 0 Inicial 20ºC 25ºC 30ºC 35ºC Tratamentos Figura 3.2. Densidades – médias, ± desvio padrão – de Cylindrospermopsis raciborskii inicial e após dez dias de incubação em diferentes temperaturas. O resultado da análise estatística é apresentado na figura. 65 Respostas às variações na irradiância Para este experimento observou-se aumento da absorbância ao longo do cultivo, com os maiores valores sendo obtidos no tratamento com regime de luz de 65µmol.m2.s1 , seguido pelos tratamentos de 220, 350µmol.m2.s-1 e controle (140µmol.m2.s-1), como mostrado na figura 3.3. Foram encontradas diferenças significativas entre as curvas de crescimento (ANOVA: F = 12,95; P < 0,001), sendo aquela para os cultivos mantidos a 140µmol.m2.s-1 (controle) diferente das demais (Tukey: p < 0,001). 0,13 0,12 0,11 Absorbância a 750nm 0,10 0,09 0,08 0,07 0,06 0,05 0,04 0,03 0,02 0,01 0,00 1 2 3 4 5 6 Dias 7 8 9 10 65 140 220 350 Figura 3.3. Curvas de crescimento – médias, ± desvio padrão – de culturas de Cylindrospermopsis raciborskii mantidas sob quatro condições de luminosidade. Os valores de intensidade de luz são apresentados em µmol.m2.s-1. Também para este experimento, as maiores densidades de C. raciborskii foram observadas ao final do período de cultivo em todos os tratamentos (Figura 3.4). As maiores medianas foram obtidas nos tratamentos de 65 e 220µmol.m2.s-1 (98.825 e 116.525org.ml-1, respectivamente), significativamente diferentes do tratamento controle (140µmol.m2.s-1), seguidos pelos tratamentos a 350 e 140µmol.m2.s-1 (130.924 e 84.496org.ml-1, respectivamente). 66 140000 130000 120000 110000 Kruskal-Wallis: H = 13.46, p = 0.009 N = 32 Mann-Whitney Ini & trat: U = 0; Z = -2.32; p = 0.02 T1 & T4: U = 0; Z = -1.96; p = 0.05 Densidade (org mL-1 ) 100000 90000 80000 70000 60000 50000 40000 30000 20000 10000 0 T1/contr (140) Inicial T2 (350) T3 (220) T4 (65) 2 -1 Irradiância µ ( mol m s ) Figura 3.4. Densidades – médias, ± desvio padrão – de Cylindrospermopsis raciborskii inicial e após dez dias de incubação sob diferentes intensidades luminosas. O resultado da análise estatística é apresentado na figura. Respostas às variações na concentração de fósforo e razão N:P Todos os tratamentos apresentaram, ao final dos experimentos, elevadas concentrações de fósforo solúvel reativo e razões DIN:DIP próximas a zero, exceto controle (tabela 3.1). Tabela 3.1. Concentrações iniciais e finais de fósforo solúvel reativo (PO4-P), nitrato (NO3-N) e amônia (NH4-N) e razões entre nitrogênio inorgânico dissolvido e fósforo inorgânico dissolvido (DIN:DIP) nos diferentes tratamentos. Tratamento PO4-P NO3-N NH4-N DIN:DIP * Ci 0,98 4,3 43,2 49,7 Cf 33,2 245,9 20,8 8,2 T1i 12,98 1,0 42,8 0,1 T1f 221,7 40,3 10,1 0,2 T2i 60,98 2,3 39,8 0,1 T2f 695,8 6,0 13,1 0,0 T3i 120,98 2,2 29,0 0,0 T3f 700,0 16,9 31,3 0,1 C: controle; T: tratamento; i: inicial; f: final. Concentrações expressas em µg.L-1. * Inclui nitrito. Todos os tratamentos submetidos ao enriquecimento apresentaram crescimento maior que o controle (ANOVA: F = 24,43; p < 0,001; Tukey: p < 0,001). No entanto, 67 não foram verificadas diferenças entre as curvas de crescimento relativas à quantidade de fósforo adicionada e, consequentemente, à razão N:P resultante (figura 3.5). 0,09 0,08 Absorbância a 750nm 0,07 0,06 0,05 0,04 0,03 0,02 0,01 0,00 1 2 3 4 5 6 Dias 7 8 9 10 Controle T1 T2 T3 Figura 3.5. Curvas de crescimento – médias, ± desvio padrão – de culturas de Cylindrospermopsis raciborskii mantidas sob diferentes condições de enriquecimento. As contagens de organismos também evidenciaram o aumento da densidade ao final do experimento em todos os tratamentos, inclusive o controle e confirmou o maior crescimento nos tratamentos em que a água do lago foi enriquecida e a ausência de diferença significativa entre os diferentes níveis de enriquecimento (figura 3.6, a seguir). As densidades máximas registradas nos tratamentos enriquecidos foram 29.693 (T1), 19.867 (T2) e 26.323org.ml-1 (T3), enquanto a mediana obtida no tratamento controle foi 9.957org.ml-1. 68 30000 28000 26000 24000 Densidades (org ml-1 ) 22000 20000 18000 16000 14000 12000 10000 Kruskal-Wallis: H = 11,5, p = 0,002 N = 15 Mann-Whitney Ini & contr/trats: U = 0,0, Z = -1,96, p = 0,05 Contr & trats : U = 0,0, Z = -1,96, p = 0,05 8000 6000 4000 2000 0 Inicial Controle 12 60 120 Tratamentos Figura 3.6. Densidades – médias, ± desvio padrão – de Cylindrospermopsis raciborskii inicial e observada após 10 dias de incubação sob diferentes condições de enriquecimento com fósforo. Discussão Nos estudos desenvolvidos em laboratório, com tricomas de C. raciborskii advindos do lago Dom Helvécio, essa espécies respondeu às variações nas condições de temperatura, luz e concentração de fósforo solúvel reativo, apresentando respostas diferentes nos tratamentos, quando comparados com as condições controle e aumento das densidades ao longo dos experimentos. No experimento com temperatura, apesar da não ocorrência de diferenças entre as curvas de crescimento, os aumentos observados entre o início e o final dos experimentos, com densidades significativamente menores a 20ºC, possivelmente refletem a preferência de C. raciborskii por maiores temperaturas, corroborando os resultados obtidos por Shafik et al. (2000) e Briand et al. (2004). A ausência de diferenças entre as três maiores temperaturas (25, 30 e 35ºC) indica que a partir de 25ºC, temperatura de manutenção da cepa com a qual foram desenvolvidos os experimentos e citada por Padisák (1997) como ideal para o 69 crescimento de C. raciborskii, as condições tornam-se favoráveis ao seu desenvolvimento. Estudos desenvolvidos por Shafik et al. (2001), com culturas do tipo “batch”, mostraram um crescimento maior dessa cianobactéria em temperaturas de 30ºC. Tal resultado é similar àqueles obtidos por Briand et al. (2004) os quais sugerem, com base em modelos matemáticos, temperaturas entre 25 e 35ºC como ótimas para o seu desenvolvimento. Apesar do tratamento a 20ºC ter apresentado as menores densidades ao final do experimento também houve aumento da densidade ao longo do experimento, mostrando que essa espécie pode se adaptar a essa temperatura, reforçando o que foi demonstrado por Shafik et al. (2001) e Briand et al. (2004). Os resultados obtidos em laborátório corroboram as tendências observadas in situ. No lago Dom Helvécio, no período de estratificação térmica, quando ocorreram as maiores biomassas de C. raciborskii, a temperatura na zona eufótica esteve sempre acima de 24ºC, chegando a 32,5ºC. Aliada a temperatura, a elevada estabilidade da coluna d’água, que alcançou 624g.cm.cm-2, parece ter sido um dos principais fatores responsáveis pelo desenvolvimento dessa espécie. Os resultados obtidos para a curva de crescimento no experimento de luz mostram duas situações distintas: i) a densidade de C. raciborskii no tratamento controle (140µmol.m2.s-1) apresentou, inicialmente, um maior crescimento e depois decaiu, sendo significativamente menor que os demais e ii) no tratamento a 65µmol.m2.s-1, inicialmente observou-se um menor crescimento e, a partir do sétimo dia, um maior crescimento, sendo esse o tratamento com a maior mediana nas contagens finais dos tricomas. No entanto, o significado de tais resultados não é claro, uma vez que não seriam esperadas densidades significativamente menores no tratamento controle, já que esta era a condição de manutenção da cultura, à qual a cepa testada já estava adaptada. Padisák (1997) chama atenção que C. raciborskii é uma cianobactéria fisiologicamente bem adaptada a condições de baixa luminosidade e Istvanovics et al. (2000) descreveram a intensidade de luz de 130µmol.m2.s-1 como ótima para seu crescimento. No entanto, nos estudos desenvolvidos por Shafik et ak. (2001) os maiores crescimentos foram registrados sob intensidades luminosas entre 150 e 300µmol.m2.s-1, com decréscimo tanto abaixo de 100µmol.m2.s-1 quanto acima de 300µmol.m2.s-1. Briand et al. (2004), por sua vez, testaram um espectro de c. 50 a 400µmol.m2.s-1 e não encontraram limitação significativa por luz, concluindo que todos os filamentos testados exibiram taxas de crescimento positivas em uma grande variação de intensidade de luz. Para estes autores, C. raciborskii desenvolve boa tolerância a intensidades de luz acima 70 de 500µmol.m2.s-1. Neste estudo, todos os tratamentos apresentaram crescimento em relação ao tratamento inicial, sugerindo que em nenhuma das condições testadas houve limitação por excesso de luz. Na zona eufótica do lago Dom Helvécio, apesar das condições de temperatura e estabilidade serem propícias para o desenvolvimento de C. raciborskii, a elevada incidência de luz na zona eufótica (média de 413 e máximo de 2566µmol.m2.s-1; Relatórios PELD/UFMG 2003, 04, 05), possivelmente, se torna um fator inibidor, que se reflete na baixa biomassa dessa espécie (< 1mg.L-1). No entanto, no Alto Rio Danau, na Áustria, a proliferação de C. raciborskii ocorreu em condições de irradiação de 200 a 600µmol.m2.s-1 (Dokulil and Mayer 1996) e no rio Fitzroy, na Austrália, a formação de florações dessa espécie ocorreu em condições de irradiação superficial acima de 2200µmol.m2.s-1 (Fabbro & Duivenvoorden 1996), mostrando sua adaptação a ambientes com elevada incidência de luz. Sendo assim, mais estudos são necessários para verificar as repostas dessa espécie a variações na irradiância. As curvas de crescimento e as contagens finais obtidas no experimento de enriquecimento mostraram crescimento maior nos tratamentos em que houve adição de fósforo que no controle. No entanto, nas duas avaliações não foram encontradas diferenças significativas entre os tratamentos enriquecidos, indicando uma possível saturação por fósforo, mesmo onde houve menor adição. Tal hipótese se baseia na elevada afinidade e capacidade de assimilação desse nutriente observada para C. raciborskii, o que torna essa cianobactéria especialista em estocá-lo (Padisák et al. 1997, Stvanovics et al. 2000). De acordo com Shafik et al. (2001), essa capacidade de assimilar e estocar fósforo faz com que C. raciborskii cresça e entre em divisão continuamente, podendo inclusive formar florações mesmo quando em baixas concentrações de fósforo. Um fator que pode ter interferido diretamente nos resultados, fazendo com que não houvesse diferenças significativas entre os tratamentos enriquecidos, é o fato dos tricomas terem sido transferidos da cultura mantida em meio ASM-1, rico em fósforo e nitrogênio, diretamente para os frascos do experimento, sem a realização de lavagem prévia, procedimento apontado por Shafik et al. (2001) como importante para zerar a concentração de fósforo extracelular. Assim, acreditamos ter havido uma interferência nos resultados finais, uma vez que C. raciborskii consegue assimilar fósforo solúvel reativo de forma “luxuriante”, armazenando esse nutriente nas suas células (Shafik et al. 2001). Essa interferência ficou evidente diante da elevada concentração de fósforo 71 solúvel reativo verificada no tratamento controle, ao final do experimento (33,2µg.L-1) em relação ao tratamento controle inicial (0,98µg.L-1). De acordo com Padisák (1997), C. raciborskii ocorre em ambientes com diversas concentrações de fósforo e não são claras as relações entre essa espécie e a disponibilidade desse nutriente. Para Briand et al. (2002), C. raciborskii consegue crescer sob várias condições, tornando difícil a predição de sua ocorrência e/ou proliferação. Padisák and Istvánovics (1997) e Istvánovics et al. (2000), por outro lado, destacaram a elevada capacidade de assimilação e de estocagem de fósforo por C. raciborskii, fazendo com que leve vantagem sobre as demais algas em ambientes onde esse nutriente é limitante. O lago Dom Helvécio, um ambiente limitado por fósforo solúvel reativo na maior parte do ano, parece ser um bom exemplo da elevada capacidade de assimilação de fósforo por C. raciborskii, uma vez que foi encontrada uma correlação positiva, embora fraca, entre essa cianobactéria e esse nutriente, indicando que o fósforo não estaria limitando o crescimento dessa alga. Os resultados obtidos neste trabalho corroboram parcialmente os obtidos no lago Dom Helvécio: 1) nos estudos in situ foram encontradas correlações positivas entre a biomassa de C. raciborskii com a temperatura da coluna d’água e nos estudos in vitro a partir de 25 ºC não foram encontrdas diferenças significativas na biomassa de C. raciborskii, mas com um aumento significativo em relação ao tratamento a 20 ºC; 2) nos estudos in situ também foram encontradas correlações positivas entre a biomassa de C. raciborskii e fósforo solúvel reativo, o que não ficou claramente evidenciado nos experimentos in vitro, possivelmete devido às interferências metodológicas já descritas; 3) nos estudos in situ não foram encontradas diferenças significativas na biomassa entre as profundidades de 100, 10 e 1 % de incidência de luz e experimentos in vitro a relação entre C. raciborskii e a irradiância também não ficou clara. Sendo assim, a temperatura da água aparece como um dos principais fatores regulando a dinâmica dessa espécie no lago Dom Helvécio, já que fósforo, apesar de estar positivamente correlacionado com C. raciborskii e ter demostrado um crescimento aparente nos experimentos in vitro, parece não ser limitante para essa espécie. Nesse trabalho, o papel da luz na dinâmica de C. raciborskii não ficou claro tanto nos estudos desenvolvidos in situ quanto no laboratório, sendo necessários mais estudos sobre as respostas dessa cianobactéria a variações no regime de luz. 72 Referências Bibliográficas Barbosa, F.A.R.; Padisák, J.; Espíndola, E.L.E.; Borics, G; Rocha. O. 1999. The Cascading Reservoir Continuun Concept (CRCC) and its Application to the River Tietê-Basin, São Paulo State, Brazil. In TUNDISI, J. G. and STRAŠKRABA, M. (Eds.) Theoretical Reservoir Ecology and its Applications. International Institute of Ecology. Brazilian Academy of Sciences and Backhuys Publishers. p. 425-437. 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Occurence of Cylindrospermopsis (Cyanobacteria) in 39 Brazilian tropical reservoirs during the 1998 drought. Aquatic Microbial Ecology 23. p. 13-27. Dokulil, M.T.; Mayer, J. 1996. Population dynamics and photosynthetic rates of a Cylindrospermopsis-Limnothrix association in a highly eutrophic urban lake, Alte Donau, Vienna. Algol. Stud. 83: 179-95. Fabbro, L.D.; Duivenvooden, L.J. 1996. Profile of a bloom of the cyanobacterium Cylindrospermopsis raciborskii (Woloszynska) Seenaya and Subba RAju in the Fitzroy River in tropical central Queensland. Mar. Fresh. Res. 47: 685-694. Gorham, P.R.; McLachlam, J. Hammer, U.T.; Kimj, W.K. 1964. Isolation and culture of toxic strains of Anabaena flos-aquae (Lyngb.) de Bréb. Verhandlungen Internationale Vereinigung für Theoretische und Angewandte Limnologie 15: 796804. Huszar, V.L.M.; Silva, L.H.S.; Marinho, M.; Domingos, P.; Sant’Anna, C.L. 2000. Cyanoprokariote assemblage in eight productive tropical Brazilian waters. Hydrobiologia 424. p. 67-77. 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Universidade Federal de Minas Gerais, ECMVS. Dis. Mestr. 115p. Utermöhl, H. 1958. Zur Vervollkomnung der quantitativen phytoplankton-methodik. Mitt. Int. Verein. Theor. Angew. Limnol 9. p. 1-38. Zar, J.H. 1974. Bioestatistical analysis. Prentice-Hall, Inc., Englewood Cliffs, N.J. 74 Conclusões A partir dos resultados obtidos neste estudo sobre a ecologia da população de Cylindrospermopsis raciborskii presente no lago Dom Helvécio, foi possível chegar a algumas conclusões. No entanto, também foram levantadas outras questões, que ainda necessitarão de mais estudos para serem respondidas. Qual a participação de C. raciborskii na comunidade fitoplanctônica desse lago? Ela é uma espécie rara, aparecendo em densidades maiores somente quando ocorrem condições ideais para o seu desenvolvimento, ou é uma espécie comum, tendo participação relevante na comunidade fitoplanctônica durante todo um ciclo hidrológico? Cylindrospermopsis raciborskii não é uma espécie rara no lago Dom Helvécio e ocorre praticamente durante todo o ano. No entanto, durante o período de circulação da coluna d’água (maio a setembro), quando a estabilidade e temperatura da coluna d’água atingem seus menores valores, a biomassa de C. raciborskii torna-se muito pequena e, em algumas semanas, essa espécie chega a não ser registrada. Por outro lado, no período de estratificação térmica (outubro a abril), quando a estabilidade e a temperatura da coluna d’água atingem seus maiores valores, variáveis estas descritas por diversos autores (e.g. Padisák 1997) e confirmadas neste estudo como determinantes para o desenvolvimento de C. raciborskii, essa espécie apresenta as maiores biomassas sem, no entanto, se destacar na comunidade fitoplanctônica como um todo. Em que período e que profundidades estão suas maiores biomassas? Entre julho de 2002 e julho de 2003 a biomassa de C. raciborskii variou de 0 (período de desestratificação térmica) a. 1,0 mg.L-1 (período de estratificação térmica), sendo que as biomassas foram significativamente maiores neste período. No entanto, não foram registradas diferenças significativas na biomassa de C. raciborskii entre as profundidades de 100, 10 e 1 % de luz, dentro da zona eufótica do lago Dom Helvécio. Quais variáveis determinam o padrão de flutuação sazonal de C. raciborskii nesse ambiente ? Os resultados obtidos apontam para a estabilidade e a temperatura da água como as principais variáveis que determinam o padrão de flutuação sazonal de C. raciborskii no 75 lago Dom Helvécio. No período de circulação da coluna d’água, quando dos menores valores de estabilidade e temperatura da coluna d’água, foram registradas as menores biomassas de C. raciborskii, chegando a não ser registrada em algumas semanas. No período de estratificação térmica as correlações positivas entre C. raciborskii e a estabilidade e temperatura da coluna d’água confirmam a influência dessas variáveis na dinâmica dessa espécie, que se desenvolve melhor em ambientes estáveis e quentes. Por outro lado, a luz parece ter sido uma variável limitante para o desenvolvimento de C. raciborskii durante o período de estratificação térmica pois, apesar das condições favoráveis de estabilidade e temperatura da coluna d’água, os baixos valores de biomassa registradoss nesse período possivelmente são reflexo da elevada intensidade de luz. Secundariamente, as correlações negativas com nitrato, amônia e razão DIN:DIP e a correlação positiva com fósforo solúvel reativo demonstram possivelmente que C. raciborskii, como espécie fixadora de nitrogênio atmosférico, se desenvolve melhor quando das menores concentrações desse nutriente na coluna d’água. Além disso, pela elevada capacidade de assimilação e de estocagem de fósforo solúvel reativo, mesmo quando este é limitante na coluna d’água, caso da zona eufótica do lago Dom Helvécio no período de estratificação térmica, são encontradas correlações positivas, mas fracas, entre C. raciborskii e a concentração de fósforo solúvel reativo. Qual a importância dessa espécie para o Rio Doce (onde a princípio não produz toxina), mas também para os ecossistemas aquáticos da região como um todo? Os lagos externos ao Parque Estadual do Rio Doce estão sendo impactados, principalmente pela substituição da vegetação original por monocultura de eucalipto (Eucaliptus sp.). Existe o risco de surgir a cepa tóxica nesse sistema? De que forma esses estudos poderão fornecer subsídios para o controle de florações dessa espécie em ambientes degradados (e.g. lagos externos ao Parque Estadual do Rio Doce e lagos do Nordeste brasileiro)? O aparecimento de Cylindrospermopsis raciborskii, juntamente com o de outras cianobactérias potencialmente tóxicas (e.g. Microcystis spp.), tornou-se um problema não somente do ponto de vista ambiental – eutrofização, com perda de diversidade e dominância por poucas espécies – como também de saúde pública – pelos problemas que as toxinas produzidas por cianobactérias podem causar a humanos e outros animais 76 – principalmente por seu aparecimento estar associado com processo de eutrofização do corpo d’água. Como demonstrado no capítulo 1, o grau de trofia do lago Dom Helvécio varia de oligotrófico a mesotrófico, com alguns eventos de eutrofia, sendo que variações climáticas (e.g. anos de El Niño) parecem ter influência nesses eventos, devido às forças que determinam os processos de circulação e estratificação térmica da coluna d’água. No inverno de 2002, quando da influência do EL Niño, a estabilidade e a temperatura da água caíram menos que nos invernos de 2001 e 2003 e apesar da circulação da coluna d’água não ser completa, houve ressuspensão de sedimentos ricos em nutrientes, enriquecimento da coluna d’água com fósforo, atenuação de incidência de luz na coluna d’água e conseqüente aumento na densidade de cianobactérias. No lago Dom Helvécio o aparecimento de C. raciborskii aparentemente não está diretamente associado com a eutrofização desse lago. Apesar de alguns eventos de meso/eutrofia, o lago Dom Helvécio é um ambiente predominantemente oligotrófico e C. raciborskii apresenta as maiores biomassas no período de estratificação térmica, quando o lago se encontra em condições de oligotrofia e o fósforo torna-se um elemento limitante para o fitoplâncton. Ainda não está claro a via pela qual C. raciborskii chegou até o lago Dom Helvécio. Estudos preliminares demonstraram que esta cepa não é potencialmente tóxica. Além disso, estes estudos mostram a presença de C. raciborskii em outros lagos da região e também demonstraram o potencial invasor dessa cianobactéria, indicando que ela pode se desenvolver em outras condições que não as do lago Dom Helvécio. Muitos lagos do médio Rio Doce, sofrem impactos tanto da substituição de floresta nativa por monocultura de eucalipto, que leva ao carreamento de fertilizantes, defensivos agrícolas e grande carga de sedimentos para os lagos, assim como pelo lançamento direto de esgotos domésticos de clubes de campo e pequenas localidades, constituindo assim um leque de fontes diretas e difusas de sólidos e esgotos para esses corpos d’água. Além disso, o aquecimento global e eventos estocásticos como EL Niño promovem invernos mais quentes, como o registrado em 2002, alterando processos físicos como a desestratificação da coluna d’água, importantes para a dinâmica de nutrientes e para toda a biota aquática. O crescente processo de eutrofização e aumento da turbidez que ocorre nesses lagos podem promover condições ideais para o desenvolvimento de cianobactérias, entre as quais C. raciborskii, o que constituiria um grave problema ambiental e de saúde pública para a região. 77 Os resultados obtidos neste estudo confirmam parcialmente a primeira hipótese, de que “os principais fatores que regulam as populações de C. raciborskii no lago Dom Helvécio são os relacionados com a estabilidade do sistema e a temperatura da água. A disponibilidade de nutrientes, notadamente o fósforo solúvel reativo, tem importância secundária. O regime de luz subaquático não interfere na variação vertical da biomassa. Uma maior biomassa de C. raciborskii foi registrada no verão, quando ocorre uma maior estabilidade nesse ambiente”; a influência da disponibilidade de nutrientes não foi confirmada, já que foram encontradas correlações negativas com nitrato e amônia, assim como a razão DIN:DIP e a correlação com fósforo solúvel reativo, apesar de significativa, foi muito fraca. Os resultados confirmam parcialmente a segunda hipótese, de que “Pode haver uma relação negativa entre as concentrações de nitrogênio e a biomassa de C. raciborskii no lago Dom Helvécio e, quando ocorre essa condição, C. raciborskii é favorecida em relação às demais espécies do fitoplâncton”; apesar das correlações negativas com nitrogênio, em nenhum momento houve um aumento na biomassa de C. raciborskii em detrimento das demais espécies; Cyanophyceae contribuiu com 21% da biomassa total, a terceira maior biomassa e, dentro da classe C. raciborskii contribuiu com apenas 5% da biomassa. Finalmente, os resultados obtidos confirmam a terceira hipótese, de que “A predação pelo zooplâncton não é um fator regulador para C. raciborskii no Lago Dom Helvécio, assim como demonstrado por diversos autores para outros ambientes”; foram encontradas correlações fracas com Rotifera em um período em que ocorreram as maiores biomassas de C. raciborskii, o que não demonstra influência desse grupo de zooplâncton na biomassa de C. raciborskii. 78 Anexos Anexo 1. Relação de Classes, gêneros e espécies encontradas no lago Dom Helvécio. Classes Gêneros e espécies Bacillariophyceae Cyclotella sp. Cymbella sp. Gomphonema sp. Melosira sp. Navicula sp. Nitzschia sp. Urosolenia sp Rhizosolenia sp. Synedra sp. Chrysophyceae Dinobryon sp. Synura sp. Chlorophyceae Acantosphaera sp. Ankistrodesmus densus Korsikov Ankistrodesmus tortus Hind Ankistrodesmus falcatus (Corda) Ralfs Asterococcus sp. Botryococcus braunii Kützing Chlamydomonas sp. Chlorella sp. Chlorococcales N.I. 3 Chlorococcales N.I. 4 Closteriopsis sp. 1 Closteriopsis sp. 2 Coelastrum microporum Nägeli Coelastrum reticulatum (Dangeard) Senn Coelastrum sphaericum Nägeli Crucigenia fenestrata (Schimidle) Schimidle Crucigenia rectangularis (A. Braun) Gay Crucigenia tetrapedia (Kirch) West & West Dictyosphaerium sp. Elakatothrix sp. Kirchneriella obesa (W. West) Schmidle Monoraphidium sp. Nephrocytium agardhianum Nageli Oocystys pusilla Hansgirp. Ourococcus sp. Scenedesmus opoliensis P. Rich. Scenedesmus acutus Meyen Scroederia sp. Tetraedrön caudatum (Corda) Hansgirg Tetraedrön gracile (Reinsch) Hansgirg f. Tetraedron minimum (A. Braun) Hansg. 79 Cryptophyceae Cryptomonas ovata Cryptomonas sp. Rhodomonas sp. Cyanophyceae Anabaena sp Aphanocapsa delicatissima W. et G.S. West Aphanocapsa incerta (Lemmermann) Cronberg et Komárek Aphanothece sp Chroococcales N.I. 3 Chroococcales N.I. 5 Chroococcales N.I. 10 Chroococcales N.I. 12 Chroococcus sp. Coelomoron pusillum (Van Goor) Komárek Cylindrospermopsis raciborskii (Woloszynska) Seenayya et Sybba Raju Geitlerinema cf. unigranulatum (R.N. Singh) Komarék et Azevedo Limnothrix sp. Lyngbya hieronymusii Lemmermann Merismopedia sp. Microcystis spp. Oscillatoria limosa (C. Agardh) Gomont Planktolyngbya limnetica (Lemmermann) Komárková – Legnerová et Cronberg Pseudanabaena galeata Böcher Pseudanabaena limnetica (Lemmermann) Komarék Radiocystis fernadoii Komárek & Komárková - Legnerová Rhabdoderma lineare Schmidle et Lauterborn Sphaerocavum sp. Sphaerocystis sp. Spirulina sp. Dinophyceae Gymnodium sp. 1 Gymnodium sp. 2 Peridinium inconspicuum Lemmermann Peridinium pusillum (Penard) Lemmermann Peridinium sp. Euglenophyceae Euglena spp. Phacus sp. Trachelomonas volvocina Ehrenberg Trachelomonas sp. Zygnemaphyceae Closterium moniliferum (Bory) Ehrenberg. Cosmarium asphaerosporum Nordstedt Cosmarium moniliforme (Turp.) Ralfs Cosmarium bioculatum Brébisson in Ralfs Cosmarium contractum Kirchner Cosmarium regnesi Reinsch Cosmarium punctulatum Brébisson 80 Total Euastrum pulchellum Brébisson Mougeotia spp. Spondylosium panduriforme (Heirmerl) Teiling f. Staurastrum chaetoceras (Schroed.) G.M. Smith Staurastrum forficulatum Lundell Staurastrum gemelliparum Nordstedt Staurastrum gracile Ralfs Staurastrum hirsutum (Ehr.) Bréb. Staurastrum laeve Ralfs Staurastrum leptocladum West Staurastrum manfeldtii Delp. Staurastrum rotula Nordstedt Staurastrum smithii Teiling Staurastrum subcruciatum Cooke & Wills Staurastrum subunguiferum cf Staurastrum tetracerum (Kützing) Ralfs Staurodesmus convergens (Ehr.) Teiling Staurodesmus crassus (West) Florin Staurodesmus curvatus cf Staurodesmus cuspidatus (Brébisson) Teiling Staurodesmus dejectus (Brébisson ex Ralfs) Teiling Staurodesmus dickei (Ralfs) Lillieroth Staurodesmus extensus cf Staurodesmus incus (Brébisson) Teiling Staurodesmus jaculiferus (W. West) Teiling Staurodesmus mucronatus (Ralfs) Croasdale Staurodesmus o'mearii cf Staurodesmus pachyrhynchus cf Staurodesmus spencerianus (Mask.) Teiling Teilingia sp. 1 Teilingia sp. 2 Xanthidium concinnuum cf 119 81 Anexo 2. Protocolo para preparação do meio ASM-1 Solução Stock A Composto NaNO3 MgCl2.¨H2O MgSO4.7H2O ou anidro Ca Cl2.2H2O Quantidade (g) para 200 ml 1,7 0,41 0,49 ou 0,239 0,29 Solução Stock B Composto K2HPO4.3H2O ou anidro Na2HPO4.12H2O ou Na2HPO4.7H2O Quantidade (g) para 100 ml 1,14 ou 0,87 1,78 ou 1,33 Solução Stock A Composto Quantidade (g) para 100 ml 2,48 1,39 1,08 0,335 ou 0,707 0,019 0,0013 ou 0,0014 H3BO3 MnCL2.4H2O FeCl3.6H2O ZnCL2.7H2O ou ZnSO4.7H2O CoCl2.6H2O CuCl2.2H2O ou CuCl Solução Stock A Composto EDTANa2 (C16H14N2O8Na2) Quantidade (g) para 100 ml 1,86 Para cada Litro de ASM-1 Adicionar a 1000 ml de água destilada: • 20,0 ml de solução stock A • 2,0 ml de solução stock B • 0,1 ml de solução stock C • 0,4 ml de solução stock D Ajustar o pH com NaOH e HCl → pH = 8,0 ± 0,05 Autoclavar. 82