FLORAÇÃO SAZONAL DE Ulva lactuca Linnaeus (CHLOROPHYTA) NAS ADJACÊNCIAS DE UM TERMINAL DE...
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FACULDADE ESTADUAL DE FILOSOFIA, CIÊNCIAS E LETRAS DE PARANAGUÁ. Fernanda Ribeiro de Freitas FLORAÇÃO SAZONAL DE Ulva lactuca Linnaeus (CHLOROPHYTA) NAS ADJACÊNCIAS DE UM TERMINAL DE DESCARGA DE FERTILIZANTES FOSFATADOS NA BAÍA DE PARANAGUÁ - PR: BIOMASSA ALGAL VS VARIÁVEIS FÍSICO-QUÍMICAS DA ÁGUA PARANAGUÁ 2011
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FACULDADE ESTADUAL DE FILOSOFIA, CIÊNCIAS E LETRAS DE PARANAGUÁ.
Fernanda Ribeiro de Freitas
FLORAÇÃO SAZONAL DE Ulva lactuca Linnaeus (CHLOROPHYTA) NAS ADJACÊNCIAS
DE UM TERMINAL DE DESCARGA DE FERTILIZANTES FOSFATADOS NA BAÍA DE
PARANAGUÁ - PR: BIOMASSA ALGAL VS VARIÁVEIS FÍSICO-QUÍMICAS DA ÁGUA
PARANAGUÁ
2011
1
FERNANDA RIBEIRO DE FREITAS
FLORAÇÃO SAZONAL DE Ulva lactuca Linnaeus (CHLOROPHYTA) NAS ADJACÊNCIAS
DE UM TERMINAL DE DESCARGA DE FERTILIZANTES FOSFATADOS NA BAÍA DE
PARANAGUÁ - PR: BIOMASSA ALGAL VS VARIÁVEIS FÍSICO-QUÍMICAS DA ÁGUA
Trabalho de Conclusão de Curso, apresentado como
requisito para a conclusão de curso de Fernanda
Ribeiro de Freitas, da Faculdade Estadual de
Filosofia Ciências e Letras de Paranaguá.
Professora Orientadora: Drª Franciane Pellizzari
PARANAGUÁ
2011
2
FERNANDA RIBEIRO DE FREITAS
Floração sazonal de Ulva lactuca Linnaeus (Chlorophyta) nas adjacências de um terminal
de descarga de fertilizantes fosfatados na Baía de Paranaguá – PR: Biomassa algal VS
variáveis fisíco-químicas da água do mar.
Paranaguá, 04 de julho de 2011
3
Lembre-se que as pessoas podem tirar tudo de você, menos o seu
conhecimento. Ele é o seu bem mais precioso.
Explore, viaje, descubra e Conheça.
Albert Einstein
4
LISTA DE TABELAS
TABELA 1: Índices pluviométricos registrados durante o período estudado na estação da Floresta
do palmito.......................................................................................................................................26
TABELA 2: Média do índice pluviométrico em período sazonal..................................................26
TABELA 3: Dados de temperatura (ºC) e salinidade (ups) entre setembro de 2008 e agosto de
2009................................................................................................................................................27
TABELA 4: Dados da concentração de fosfato expressos em uM durante o período de coleta e em
área adjacente ao terminal de fertilizantes de Paranaguá...............................................................27
TABELA 5: Concentração média, de fosfato expressa em uM em um período sazonal amostrado
em coluna d’água próximo ao terminal de descarga de fertilizantes em Paranaguá .....................27
TABELA 6: Dados referentes a 2 amostragens (tréplicas) realizadas durante o 1° semestre de
2011. ..............................................................................................................................................28
TABELA 7: Valores Média dos dados estudado em período sazonal, comparando valores que
indique o possível fator da eutrofização pela macroalga Ulva lactuca..........................................28
TABELA 8: Média e desvio padrão da biomassa seca de Ulva lactuca.........................................32
TABELA 9: Média e desvio padrão da umidade das frondes.........................................................32
TABELA 10: Dados comparativos sazonais de concentração de clorofila e salinidade
(FONSECA, A. 2008).....................................................................................................................34
TABELA 11: Dados comparativos sazonais de estudos biogeoquímicos realizados na Baía de
Paranaguá........................................................................................................................................34
5
LISTA DE FIGURAS
FIGURA 1: Modelo do Ciclo do Fósforo em ecossistemas aquáticos...............................................
........................................................................................................................................................13
FIGURA 2: Modelo do Ciclo do Nitrogênio e seus processos de fixação em ecossistemas
aquáticos.........................................................................................................................................14
FIGURA 3: Mapa do Complexo Estuarino de Paranaguá, PR, indicando o ponto de amostragem .
Fonte: Adaptado de SANTOS, D.M.;2008.....................................................................................20
FIGURA 4: Imagem de satélite do terminal de descarga de fertilizantes fosfatados, localizado no
Porto de Paranaguá (PR).................................................................................................................21
FIGURA 5 Ponto de amostragem de Ulva lactuca para avaliação de biomassa, Baía de
Paranaguá, PR.................................................................................................................................21
FIGURA 6: Floração de Ulva lactuca no banco monitorado em frente ao terminal de descarga de
fertilizantes (Paranaguá, PR) mês de setembro 2009 (Primavera). ...............................................22
FIGURA 7: Banco monitorado durante o verão.............................................................................23
FIGURA 8: Hábito geral da fronde de Ulva lactuca (Linnaeus)....................................................24
FIGURA 9: Biomassa algal dos meses de setembro de 2008 a agosto de 2009............................31
FIGURA 10: Comparação sazonal da biomassa úmida cumulativa da alga Ulva lactuca coletada
próximo ao terminal de descarga de fertilizantes entre 2008 e 2009.............................................31
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RESUMO
As macroalgas frondosas pertencentes ao gênero Ulva são capazes de absorver altas
concentrações de compostos nitrogenados e fosfatados dissolvidos na água do mar, além de
tolerar variações bruscas de parâmetros físicos e químicos do meio ambiente no qual estão
inseridas, sendo organismos potenciais na redução de eutrofização, agindo como biofiltros e
indicadores ambientais. Ambientes eutrofizados são propícios ao desenvolvimento de bancos
algais uniespecíficos, caracterizados pelo aumento excessivo de biomassa em curto espaço de
tempo. Neste trabalho foi avaliada a dinâmica populacional de um banco de U. lactuca em frente
a um terminal de descarga de fertilizantes fosfatados inserido no complexo portuário da Baía de
Paranaguá (BP), sul do Brasil. O Complexo Estuarino da BP possui área de 601km2, sendo 456
km2 margeados por manguezais, áreas de grande relevância ecológica. A biomassa macroalgal foi
monitorada mensalmente, através de amostragens aleatórias destrutivas em maré de sizígia.
Dados de temperatura, salinidade, direção e intensidade dos ventos, pluviosidade e nutrientes (PT,
PO4 e NH3) também foram coletados. Os dados registrados sugerem que o acumulo de biomassa
nas campanhas de inverno pode estar associado às baixas temperaturas e ao aporte de compostos
nitrogenados, em que os compostos fosfatados não pareceram contribuir de forma efetiva para o
aumento do crescimento algal. Sendo que não houve correlação, tão pouca coincidência dos picos
de biomassa com os dados de fósforo total e ortofosfato.
Palavras chave: eutrofização, macroalga, nutrientes
7
SUMÁRIO
RESUMO.......................................................................................................................................04
LISTA DE TABELAS..................................................................................................................05
LISTA DE FIGURAS...................................................................................................................06
1- INTRODUÇÃO........................................................................................................................08
2 - REVISÃO BIBLIOGRÁFICA...............................................................................................11
3 - OBJETIVOS............................................................................................................................18
3.1 OBJETIVO GERAL..................................................................................................................18
3.2 OBJETIVO ESPECÍFICO........................................................................................................18
4 - METODOLOGIA...................................................................................................................19
4.1 ÁREA DE ESTUDO..................................................................................................................19
4.2 BIOMASSA...............................................................................................................................23
4.3 PARÂMETROS FÍSICOS E METEROLÓGICOS............................................................. .....24
4.4 PARÂMETROS QUÍMICOS DA ÁGUA DO MAR...................................................................24
4.4.1 FOSFATO..............................................................................................................................25
4.4.2 FÓSFORO TOTAL................................................................................................................25
4.4.3 AMÔNIO................................................................................................................................25
4.4.4 NITRITO................................................................................................................................25
4.4.5 NITRATO...............................................................................................................................25
4.5 TRATAMENTO ESTATÍSTICO................................................................................................25
5 – RESULTADOS E DISCUSSÃO............................................................................................26
6 - CONCLUSÃO.........................................................................................................................36
7- REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS...................................................................................37
8 - “WEBSITES” CONSULTADOS...........................................................................................46
8
1 – INTRODUÇÃO
Os estuários são influenciados pela ação tanto das correntes de marés, quanto do run off
de rios da bacia hidrográfica possuindo importância no estudo dos processos dinâmicos de
transferência de material terrestre para o oceano. O grande fluxo de navios, aliado ao aporte de
efluentes urbanos, agrícolas e industriais, podem ser considerados como os responsáveis pela
entrada de contaminantes, que são detectados em todos os compartimentos estuarinos arredores
de zonas portuárias (SANTOS, D.M 2008).
Estuários têm grande importância ecológica por serem considerados berçários de espécies,
além disso, sua variedade e complexidade de cadeias tróficas fazem destes, ambientes ideais para
estudo de ciclagem de materiais entre o meio biótico e abiótico (ODUM, 1983). A circulação
nesses ambientes é regida basicamente por três fatores: a descarga de água doce, as correntes de
maré e a tensão do vento. No caso da Baía de Paranaguá, o principal mecanismo de caráter
predominantemente semidiurno de fornecimento de energia para o sistema é constituído pelas
correntes de maré com influência sazonal do aporte fluvial (KNOPPERS et al., 1987; MARONE
& CAMARGO, 1994).
Em estuários, devido ao processo de mistura de águas doces e marinhas as espécies
metálicas e dissolvidas estão sujeitas às alterações em função da variação do pH, da salinidade
dentre outros parâmetros ambientais. Mudanças nesses parâmetros podem acarretar na
precipitação de metais dissolvidos ou ainda na redissolução de materiais anteriormente presentes
em sólidos suspensos ou nos sedimentos. BORMANS, et al (2005) sugerem que a interação dos
fatores físicos, químicos e biológicos cria uma forte sazonalidade que altera comportamentos
óticos, térmicos e químicos da água refletindo diretamente no crescimento e desenvolvimento da
biota de ecossistemas aquáticos tropicais.
As macroalgas marinhas representam funções ecológicas e econômicas de extrema
relevância, pois são organismos autótrofos fotossintetizantes complexos, produtoras de oxigênio
para a coluna d’ água e responsáveis por parte da produção primária nos ecossistemas aquáticos.
Atualmente as algas estão sendo amplamente utilizadas como bioindicadores de mudanças
ambientais e eutrofização. Além disso, o seu metabolismo está relacionado diretamente com
determinados fatores ambientais, podendo ser usadas como indicadores na avaliação de
contaminantes e poluentes de uma dada área. A diversidade e biomassa algal podem ser utilizadas
9
como indicadoras de impacto ambiental localizado ou em escalas mais amplas dependendo do
caso.
As comunidades de macroalgas marinhas, são compostas de organismos bentônicos que
respondem rapidamente à variações de diversos elementos físico e químicos do meio, o que as torna
excelentes sensores biológicos das condições ambientais e das tendências à poluição e ou
contaminação dos ecossistemas nas quais estão inseridas.
A eutrofização corresponde a um complexo processo caracterizado pelo enriquecimento
das águas com nutrientes, os quais afetam os organismos autótrofos fotossintetizantes de forma
diferenciada podendo provocar distúrbios que influenciam na diversidade e na distribuição da
biomassa dessas comunidades marinhas (GOROSTIAGA & DÍEZ 1996). Dentre as várias
conseqüências da eutrofização, está o desenvolvimento de bancos uniespecíficos de macroalgas.
Este aumento da biomassa algal pode ocasionar depleção do oxigênio dissolvido alterando
processos metabólitos de organismos aeróbicos para anaeróbicos. Além disso, essas florações
podem alterar a turbidez da água que afetam outros organismos das comunidades bentônicas,
alterando sua distribuição, abundância diversidade e fisiologia. A eutrofização dos ecossistemas
costeiros e a consequente degradação desses sistemas aquáticos é um fenômeno cada vez mais
comum, induzido direta ou indiretamente por atividades antrópicas. Devido a um aumento de
nutrientes disponíveis, principalmente compostos fosfatados e nitrogenados, surgem condições
nutricionais adequadas para o desenvolvimento algal. Apesar dessas florações aumentarem a
produtividade primária do local, podem ocasionar efeitos deletérios ao ambiente.
A Ulva lactuca, é um bom indicador de contaminações por metais como manganês, ferro,
cobre, zinco e chumbo, metais que inibem a reprodução de Ulva interferindo na habilidade dos
gametas masculinos fertilizarem o gameta feminino. Muitas espécies de Ulva são dominantes em
ambientes onde a taxa de nutrientes é elevada, portanto, sua abundância em uma área pode
indicar eutrofização. Além disso, pode haver correlação entre a concentração de compostos
nitrogenados e fosfatados, o que a torna uma boa bioindicadora de eutrofização. Seu aspecto
oportunista, sua ampla distribuição geográfica aliada à morfologia simples, facilidade na
avaliação do seu crescimento e à tolerância que apresentam a vários poluentes, tornam este
organismo um bom indicador de impactos localizados em distintos ecossistemas costeiros
(KIRBY, 2001).
O potencial hidrogeniônico (pH) da água é uma das variáveis ambientais mais
10
importantes, porém sua interpretação torna-se difícil devido aos diversos fatores influenciáveis
tais como: temperatura, salinidade, comunidade biológica, atividades humanas, intemperismo,
chuvas dentre outras. A salinidade indica a concentração média de sais dissolvidos na água, que
pode ser definida como a quantidade total dos materiais sólidos, contidos em um quilograma de
água do mar quando todos os carbonatos são convertidos em óxidos, todos os brometos e iodetos
substituídos por cloretos, e toda matéria orgânica completamente oxidada (PICKARD &
EMERY, 1990). Desta forma este estudo visa correlacionar a dinâmica populacional de Ulva
lactuca à parâmetros físicos e químicos avaliados em frente à uma empresa de fertilizantes
fosfatados inseridas no setor mediano da Baía de Paranaguá.
11
2 - REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
Ulva lactuca é uma espécie de macroalgas verdes oportunistas pertencentes à Divisão
Chlorophyta (algas verdes), Classe Ulvophyceae, Ordem Ulvales. Sua ampla distribuição, altas
taxas de crescimento (TCR), e tolerância a vários poluentes, a tornam um bom indicador de
qualidade de água costeira (MENGEL & KIRBY, 2001).
Ulvophyceae é uma classe algácea que pode ser distinguida com base na sua morfologia e
caracteres ultraestruturais. São organismos com ampla diversidade morfológica e também de
habitats. Espécime de Ulva lactuca pode atingir 18cm ou mais de comprimento, e 30cm de
diâmetro. É cosmopolita, sendo abundante em áreas onde há grande disponibilidade de nutrientes,
daí sua relevância a indicadora de águas eutrofizadas.
A espécie é capaz de sobreviver por longos períodos sob baixa irradiância e sob baixas
temperaturas, tem capacidade de acumular nutrientes em suas frondes. Porém as maiores taxas de
crescimento ocorrem em zonas de temperaturas elevadas, i.e tropicais e/ou subtropicais (THOM
& ALBRIGHT, 1990). A espécie é também bastante tolerante a câmbios ambientais, é eurialina,
podendo suportar grandes variações de salinidade.
As comunidades de macroalgas marinhas são compostas por organismos de hábitos
sésseis-bentônicos e que se desenvolvem orientados por diversas variáveis abióticas do meio
adjacente, o que as tornam excelentes bioindicadores e biodepuradores da água do mar adjacentes
aos bancos algais. O crescimento acelerado de algas, especialmente as oportunistas, pode estar
relacionado ao processo de eutrofização dos ecossistemas marinhos e/ou estuarinos relacionados
ao aumento da disponibilidade de nutrientes inorgânicos na coluna d’água, principalmente
compostos nitrogenados como o amônio e o nitrato (LEE, 2000). A distribuição e o crescimento
das macroalgas variam não só de acordo à disponibilidade de nutrientes, mas também
disponibilidade de luz, câmbios de temperatura e interações biológicas como competição e
predação (VIAROLI et al., 1996). Estes fatores regem aspectos fisiológicos, reprodutivos e
morfologia, assim com a distribuição geográfica e sazonalidade das algas (LOBBAN &
HARRISON, 1994). Dentre as várias consequências da eutrofização, Meyer-Reil & Kôster
(2000) citam o desenvolvimento de bancos uniespecíficos, ou bancos de uma única espécie de
macroalga que pode resultar no aumento do consumo de oxigênio dissolvido na água, levando a
alteração dos processos metabólicos, causando efeitos deletérios, como aumento da turbidez da
12
água e anoxia.
Este aumento excessivo da biomassa algal, que caracteriza uma floração ou “Bloom”
pode influenciar as comunidades bentônicas, em geral alterando sua distribuição, abundância,
diversidade, crescimento e principalmente fisiologia. Desta forma apesar das florações sugerem
um impacto localizado provocado por alterações físico-químicas em coluna d’água.
As macroalgas são consideradas biofiltros eficientes, devido à interação fisiológica com
as diversas formas de nutrientes dissolvidos em coluna d’água. Esses nutrientes poderão ser
absorvidos, assimilados e armazenados pela alga, resultando em crescimento, até serem
eliminados quando a alga entra em senescência e posterior decomposição (HANISAK &
SAMUEL, 1983).
Estudos sugerem que algas pardas (Phaeophyceae) e vermelhas (Rhodophyceae) são
capazes de dextoxificação, ou seja, no caso de contaminação por metais pesados (i.e, poluição
química) os ficolóides da parede externa retêm o metal ou caso sejam dissolvidos alteram
valência do mesmo (i.e, carga do elétron) fazendo-os tornarem não-letais. Por outro lado, as
clorofíceas não possuem esta mesma capacidade, porém, têm maior afinidade e capacidade de
assimilar formas distintos e menos clivados de compostos nitrogenados e fosfatados, sendo mais
eficientes em ecossistemas eutrofizados por poluição orgânica.
Dentre as macroalgas capazes de a bsorver altas concentrações de nitrogênio e fósforo
dissolvidos na água, destaca-se a Chlorophyta Ulva lactuca, e clorofíceas monostromáticas como
Monostroma e Gayralia facilmente adaptáveis, com plasticidade fenotípica e tolerante às
variações bruscas dos parâmetros ambientais, ex. temperatura, salinidade, pH, concentrações de
oxigênio dissolvido e nutrientes (PELLIZZARI et al. 2007, 2008). Trata-se também de uma
espécie bastante comum em zonas entre marés devido a suas características específicas de
tolerâncias fisiológicas. O potencial como biofiltro na redução de NH4+
, NO3-
e PO4-2
foi
estudado por COSTA & MARINHO-SORIANO (2006). Outros trabalhos foram realizados
usando clorófitas como biofiltros (MALTA & VERSCHUURE, 1997; KAMERSMANS et al.,
1998; PINCHETTI, et al., 1998; RUNCIE et al., 2003; SHULENHOFF et al., 2003;
VIJAYARAGHAVAN et al., 2004).
Por outro lado o fósforo é encontrado no ambiente marinho sob a forma de fosfatos
orgânicos em suspensão e de fosfatos inorgânicos insolúveis (geralmente adsorvidos por
partículas em suspensão) e principalmente sob a forma de fosfatos inorgânicos solúveis na forma
13
de (ortofosfato e fosfato), íons HPO4-2
e PO4-3
. A concentração de fósforo inorgânico na água do
mar varia de 0,0 a 3,2 μM.
Na maioria das águas continentais o fósforo (P) é o principal fator limitante de sua
produtividade. Além disso, é apontado como o principal responsável pela eutrofização. Esta
importância deve-se à sua participação em processos fundamentais no metabolismo dos seres
vivos, tais como: o armazenamento de energia e a formação da membrana celular. Porém em
ecossistemas marinhos a importância relativa do carbono, nitrogênio e fósforo é melhor
compreendida quando se comparam as respectivas razões atômicas na constituição da matéria
vegetal. Redfield (1963) demonstrou que na composição química do plâncton, as proporções
atômicas entre carbono, nitrogênio e fósforo obedeciam a uma razão constante, C:N:P =
106:16:1. Na água do mar, tanto a razão C:N como a C:P são muito superiores à razão de
Redfield, o que sugere serem o nitrato ou o fosfato os elementos limitantes do crescimento. O
perfil de distribuição vertical dos nutrientes na coluna de água mostra que estes apenas são
consumidos nas camadas superficiais.
FIGURA 1: Modelo do Ciclo do Fósforo em ecossistemas aquáticos Fonte:
http://www.ufrrj.br/institutos/it/de/acidentes/p.htm
Matéria orgânica em decomposição
14
FIGURA 2: Modelo do Ciclo do Nitrogênio e seus processos de fixação em ecossistemas
aquáticos. Fonte:
http://i297.photobucket.com/albums/mm209/leco_rp/Diversos/CicloNitrogenio.jpg
O Ciclo do Nitrogênio representa um ciclo biogeoquímico complexo, pois envolve um
processo dinâmico de troca de energia entre a atmosfera, a matéria orgânica e o solo. Podemos
encontrar o nitrogênio sob a forma de compostos orgânicos ou inorgânicos, sendo ambas as
formas prontamente utilizadas por um grande número de procariotos. Grande parte do nitrogênio
encontrado no solo provém de materiais orgânicos mortos, nos quais existe sob a forma de
compostos orgânicos complexos, tais como proteínas, aminoácidos, ácidos nucléicos e
nucleotídeos. O nitrogênio pode ser fornecido sob a forma de gás amoníaco (NH3), mas este
processo ocorre geralmente apenas durante a decomposição de grandes quantidades de materiais
ricos em nitrogênio, como numa grande porção de adubo ou fertilizante.
O amônio pode ser absorvido pela ação biossorvente da Ulva, daí sua importância como
biofiltro e bioindicadora de contaminação (CLAVER et al., 2003). Segundo ABESSA (2002),
altas concentrações de amônio podem mascarar o efeito de outras substâncias, podendo ser um
parâmetro interferente nos testes de toxicidade. Trabalhos com infusão da macroalga Ulva
lactuca nas amostras intersticiais foram conduzidos com a intenção de reduzir a concentração
desse nutriente, pelo fato da alga absorver e metabolizar amônio (BURGESS et al., 1996;
15
RACHID, 2002).
Diferentes espécies de Ulva são nitrófilas eficientes, ou seja, possuem uma alta
capacidade de remoção de compostos nitrogenados inorgânicos e orgânicos do meio. Sua rápida
capacidade de absorção e metabolização de formas de N inorgânico, como amônia e nitrato, já foi
bem estudada por LAPOINTE et al. (1981); JIMENEZ DEL RIO et al (1996). Além disso, são
bastante eficientes na remoção de formas fosfatadas, porém, em menores proporções e
concentrações que de compostos nitrogenados. LEE (2000) estudou a relação entre a taxa de
crescimento específico da U. lactuca em relação às concentrações intracelulares de fosfato
inorgânico (Pi), fósforo total e das fosfatases ácida e alcalina, comprovando que o crescimento
dessa espécie é limitado pelo fósforo. O fósforo é um nutriente importante para o metabolismo
algal, uma vez que o mesmo constitui um nutriente limitante do meio (DAVIES, 1988) e sua
deficiência provoca desordens metabólicas, como diminuição da fotossíntese e respiração,
retardando crescimento e podendo inclusive levar a morte das células algais (LAPOINTE, 1987;
DAVIES, 1988; THEODOROU et al., 1991).
O runoff costeiro e rios são a maior fonte de nutriente para os oceanos, (CONLEY et al.
1995). Já o fósforo na forma de polisfosfato é usado em diversos produtos de uso doméstico,
como os detergentes (principalmente na forma de polifosfatos), e também na fabricação de
fertilizantes industriais. Desta forma, os efluentes domésticos e industriais também são fontes
significativas de fósforo para o meio aquático. O teor atual de fósforo presente nos “inputs” via
rios para sistemas estuarinos aumentou de 18 a 180 vezes. Ao longo do seu percurso nos
estuários, os polifosfatos são hidrolisados a fosfato, aumentando a sua carga no sistema
(CONLEY, 2000).
A eutrofização normalmente é reconhecida claramente só no estágio final do processo,
quando os efeitos ecológicos ficam óbvios e dramáticos (RAFFAELLI, 1999). Os tipos mais
comuns de eutrofização ou poluição são efluentes industriais (químicos) e os efluentes
domésticos (orgânicos). Desta forma, florações sugerem que o impacto ambiental já ocorreu e
planos de monitoramento ambiental de longo prazo se fazem necessários para evitar tais eventos.
Proliferações de macroalgas foram responsáveis pela erradicação de pradarias marinhas de
gramíneas alterando a estrutura de comunidade da faunística, além de causar impacto visual e
maus odores nas praias (VALIELA et al. 1997, HAUXWELL et al. 2001).
A necessidade da obtenção em grande escala de compostos nitrogenados que pudessem
16
suprir a demanda de fertilizantes e também as necessidades das indústrias bélicas e farmacêuticas
levou a desenvolver o que é chamado de fixação industrial do nitrogênio. O mecanismo biológico
da fixação de nitrogênio utiliza um complexo de enzimas chamadas nitrogenases, consistindo em
duas proteínas, sendo uma proteína de ferro e uma proteína de ferro-molibdênio.
Além da cidade de Paranaguá não contar com rede sanitária eficiente, uma única empresa
de fertilizantes fosfatados, inserido no porto de Paranaguá, localizado no setor mediano do
complexo estuarino descarregou em 2007, um volume de 720 mil toneladas de fertilizantes a
granel dos navios atracados em seu píer na Baía de Paranaguá, PR. O descarregamento é
realizado através de dois guindastes de terra equipados de “grabes”, que depositam nas correias
transportadoras o produto o qual segue até os armazéns da fábrica onde sofrem reação para ser
transformado em superfosfato, importante suplemento que abastecem as empresas de produtos
agrícolas no Brasil e Mercosul. A área de descarga é propícia à floração de algas, onde
possivelmente ação dos ventos promova a dispersão de fertilizantes para o banco entre - marés,
dependendo a intensidade e a direção nas águas que banham o terminal de descarga. Este fato
pode estar favorecendo o desenvolvimento de um banco sazonal da macroalga verde Ulva
lactuca, registrada desde 2002 (Pellizzari, pers. comm). Sob condições de baixas concentrações
de oxigênio, que pode ser propiciada pelo aporte de efluentes orgânicos na baía, o fosfato é
dissociado em inorgânico na coluna d’ água tornando-se facilmente dissolvido e assimilável por
autótrofos, sem necessidade de clivagem extracelular, necessário para fosfato orgânico.
A Zona Costeira paranaense possui somente 90 km de extensão, porém, é formado por
ecossistemas estuarinos de grande relevância ecológica e que somam mais de 300 km de
embaimentos (Lana 2000). Isto tem atraído novos moradores e turismo, aumentando a população
e causando uso desordenado e acelerado nos últimos anos. A ocupação desenfreada sem
considerar os aspectos ambientais, tem causado consequências em todo litoral brasileiro,
destacando que, alguns impactos ambientais nesses ecossistemas têm se mostrado irreversíveis
em alguns locais.
Desta forma fazem-se necessárias a elaboração de planos de monitoramento que
contemplem medidas preventivas e a aplicação com maior rigor da legislação ambiental em
defesa e implementação de monitoramento de longo prazo das zonas costeiras. Algumas
atividades tais como, portuária, industrial e turística tem-se desenvolvido e ocasionado vários
problemas principalmente por não se desenvolver políticas públicas. Uma visão sistêmica e
17
integrada, necessitando ações de gestão ambiental, tanto de caráter corretivo como preventivo,
bem como o controle e monitoramento dos impactos ambientais nas zonas costeiras fazem-se
necessárias.
Com base nesta premissa e problemática o presente estudo propõem avaliar a real
contribuição da descarga de fertilizantes fosfatados nas florações de Ulva lactuca no setor
mediano da Baía de Paranaguá.
18
3 – OBJETIVOS
3.1 – GERAL
Este estudo visa avaliar a dinâmica sazonal de um banco de Ulva lactuca em frente a um
terminal de descarga de compostos fosfatados na área portuária da Baía de Paranaguá.
3.2 – ESPECÍFICOS
Quantificar a biomassa sazonal do banco de Ulva lactuca através de amostragens
destrutivas expressos em g.m-2
Dosar e monitorar, as concentrações de compostos nitrogenados e principalmente de
fosfatados em frente do terminal de descarga, com a biomassa algal mensurada.
Mensurar dados físicos tais como temperatura, salinidade, pH e comparar com os valores
de biomassa obtidos mensalmente.
19
4 – MATERIAIS E MÉTODOS
4.1 – ÁREA DE ESTUDO
A Baía de Paranaguá, situada no litoral do Paraná e no sul do Brasil (48 º 25'W, 25 ° 30'S),
faz parte de um grande sistema estuarino subtropical interconectado que inclui o sistema da Baía
de Cananéia-Iguape, no litoral sul do estado de São Paulo. Ao invés de ser um estuário, a Baía de
Paranaguá (612 Km²) é melhor definida como um sistema estuarino composto de duas massas de
água principal, as baías de Paranaguá e Antonina (260 km ²) e as baías de Laranjeiras e Pinheiros
(200 km²) (LANA, 2000).
O Complexo Estuarino de Paranaguá (CEP) possui uma área superficial de 601 km2,
sendo que 456 km² é margeada por manguezais, os quais constituem uma importante fonte de
detritos para o sistema. (REBELLO & BRANDINI, 1990). Segundo (MANTOVANELLI,
1999) o estuário recebe uma descarga de água doce de 178 m2.s
-1 no período chuvoso (verão) e
de 47 m3.s
-1 no período seco (inverno). A planície geográfica costeira é classificado como Cfa,
com uma precipitação média anual de 2.500 mm (máximo de 5.300 milímetros) e cerca de 85%
de umidade média do ar. Uma típica temporada de chuvas inicia no final da primavera e outro
período chuvoso curto no início do Inverno. As principais perturbações atmosféricas são frentes
frias com direção SW-NE que se originam na Argentina.
Os estuários, ambientes considerados altamente produtivos, são os únicos sistemas
aquáticos onde ocorre a interação dinâmica entre as águas doces, marinhas, sistema terrestre e
atmosfera (DAY et. al., 1989). Porém, atualmente sofrem influência direta e indireta de
atividades urbanas, recreativas, portuárias, industriais, pesqueiras e desmatamentos (KNOX,
1986).
A circulação neste ambiente estuarino é regida basicamente por três fatores: a descarga de
água doce, as correntes de maré e a tensão do vento, sendo que o principal mecanismo de
fornecimento de energia para o sistema é constituído pelas correntes de maré com influência
sazonal do aporte fluvial (KNOPPERS et al., 1987; MARONE & CAMARGO, 1994), de
caráter predominantemente semidiurno.
A preocupação com o meio ambiente na Baía de Paranaguá torna-se imprescindível, pois
27% do volume total das mercadorias exportadas pelo porto correspondem a materiais tóxicos
(cádmio (Cd), arsênio (As), ferro (Fe) e manganês (Mn)) que em caso de acidentes ocasionará
danos irreversíveis ao sistema (SANTOS et al., 2006). Assim que os poluentes são depositados
20
nos sedimentos de fundo, estes últimos tornam-se reservatórios desses elementos que poderão
futuramente contaminar a água e a biota.
Uma Indústria de Fertilizantes Fosfatados está localizada na área de influência da Zona de
Máxima Turbidez (ZMT) do estuário (LANA et al, 2001), podendo colaborar para a elevação das
concentrações de nutrientes fosfatados, assim como de metais.
O banco algal monitorado tem uma área total de 600m2, sendo que 100m
2 é utilizado para
o estudo da floração, e está localizado a direita do píer da empresa de fertilizantes. A empresa tem
ao seu redor residências sem saneamento básico, os quais impactam também, através de poluição
orgânica, os manguezais que estão localizados próximos a área de estudo.
FIGURA 3: Mapa do Complexo Estuarino de Paranaguá, PR, indicando o ponto de
amostragem. Fonte: Adaptado de SANTOS, D.M.;2008
21
FIGURA 4: Imagem de satélite do terminal de descarga de fertilizantes fosfatados. Baía de
Paranaguá, PR. Fonte: Google maps.
FIGURA 5: Ponto de amostragem de Ulva lactuca para avaliação de biomassa, Baía de
Paranaguá, PR.
22
FIGURA 6: Floração de Ulva lactuca no banco monitorado em frente ao terminal de descarga de
fertilizantes (Paranaguá, PR) mês de setembro 2009 (Primavera).
23
FIGURA 7: O banco de Ulva lactuca monitorado, imagem obtida durante o verão 2010 (verão).
4.2 – BIOMASSA POR AMOSTRAGEM DESTRUTIVA
A biomassa de macroalgas foi monitorada mensalmente em maré de sizígia através de
amostragem destrutiva raspando-se o material algal dentro de um quadrado amostral de 1m2. A
biomassa foi expressa em g.m2 através do sorteio aleatório mensal de "quadrats" (n=10) em área
total 10 x 10m, em frente ao terminal de descarga da empresa de fertilizantes. Após a
amostragem, as algas foram lavadas para retirada de sedimentos e outros detritos ou epífitas
encontrados. O material foi colocado em sacos vazados, os quais foram rotacionados 20 vezes
para retirada do excesso de água e pesados em balança analítica para avaliação de massa úmida.
Após isso o material foi colocado em estufa a ±60ºC por um período de ±48h para secagem. Após
secagem as algas foram pesadas novamente para se obter a massa seca, e armazenadas em sacos
zipados com sílica gel.
24
FIGURA 8: Hábito geral da fronde de Ulva lactuca amostrada em frente ao terminal de
fertilizantes fosfatados em Paranaguá, PR, entre 2009 e 2010
4.3 – DADOS FÍSICOS
A temperatura e a salinidade em frente ao banco foram monitoradas com termômetro
digital e refratômetro de bancada respectivamente no Laquamar.
No laboratório Laquamar - Fafipar o pH foi mensurado com pHmetro digital modelo BEL
W3G.
4.4 – VARIÁVEIS QUÍMICAS DA ÁGUA DO MAR
Amostras de água foram mensalmente coletadas para análises de nutrientes inorgânicos
dissolvidos e congeladas no laboratório Laquamar - Fafipar para posterior análise. Porém, parte
do material foi perdido devido a problemas no armazenamento.
A maioria dos dados usados neste trabalho provém de um monitoramento inserido em
outro projeto realizado pelo laboratório utilizado supracitado desenvolver este estudo. Em
25
amostragem extra durante o verão de 2010, as análises da concentração dos nutrientes, amônio,
fosfato e fósforo total foram realizadas através de técnicas colorimétricas e posterior leitura em
espectrofotômetro modelo UV – 1100 Spectrophotometer (Pró – Análise).
4.4.1 – FOSFATO
O fosfato inorgânico foi analisado segundo técnica de GRASSHOF, (1983).
A leitura da absorbância foi realizada em comprimento de onda de 880 nm em
espectrofotômetro, com cálculos volumétricos posteriores para serem expressos em μmol.
4.4.2 – FÓSFORO TOTAL
O método utilizado foi descrito em GRASSHOFF et al. (1983). A absorbância foi medida
em espectrofotômetro em comprimento de onda 880 nm.
4.4.3 – AMÔNIO
O método empregado para a determinação desta variável foi o descrito por GRASSHOF
(1983). A leitura foi realizada por espectrofotometria no comprimento de onda 630 nm.
4.4.4 – NITRITO
Segundo GRASSHOFF et al. (1983) a detecção de nitrito baseia-se na reação desse com
amina aromática, formando um composto que reage com uma amina aromática secundária
produzindo uma coloração rosada. A absorbância foi lida a 540 nm, num período de até 1 hora
após a adição dos reagentes.
4.4.5 – NITRATO
O método mais aplicado consiste na redução do nitrato a nitrito e posterior determinação
deste último. A absorbância foi medida no comprimento de onda de 540 nm.
4.5 – TRATAMENTO ESTATÍSTICO
Os valores médios, desvio padrão, físico-químicas e biológicas avaliadas no presente
estudo, foram obtidos através do programa EXCELL (OFFICE, 2007)
26
5 – RESULTADOS E DISCUSSÃO
5.1 DADOS FÍSICOS E QUÍMICOS
TABELA 1: Índices pluviométricos registrados entre Nov de 2008/Fev de 2010 na
Floresta do Palmito em Paranaguá.
2008/Nov Dez Jan Fev Mar Abr Mai Jun Jul Ago Set Out Nov Dez 2010/Jan Fev
15,8 40,8 22,6 43,8 9,6 2,4 0,0 15,0 0,0 0,0 47,2 1,4 15,8 5,8 0,0 0,2
TABELA 2: Valores médios do índice pluviométrico (mm) em um período sazonal (Baía
de Paranaguá)
Verão 08/09 Outono 2009 Inverno 2009 Primavera 09 Verão 09/10
35,73 4 5 21,46 2
Os índices pluviométricos registrados foram maiores em dezembro de 2008 (máxima de
40,8mm) e em setembro de 2009 (máxima de 47,2mm). Durante os meses de maio, julho, agosto
de 2009 e janeiro de 2010 foram registrados os menores índices. O verão de 2008/2009 e a
primavera de 2009 foram as estações com maiores períodos de chuvas. Durante o verão de
2008/2009 (dez/fev) obtiveram-se maiores precipitações pluviométricas em relação ao verão de
2009/2010 (dez/fev).
A pluviosidade atua como intensificador do aporte dos materiais conservativos e não
conservativos, o aumento das taxas de precipitação implica em maiores vazões e, aumentando a
quantidade de material transportado. Por outro lado, o regime pluviométrico surtiu um efeito
inverso para os fluxos de nutrientes, onde as maiores taxas de precipitação diluíram as
concentrações deste componente, reduzindo os aportes destes compostos. Obteve-se períodos
chuvosos durante o verão e a primavera, e período seco no outono e inverno.
27
TABELA 3: Dados de temperatura (ºC) e salinidade (ups) entre setembro de 2008 e
agosto de 2009 na Baía de Paranaguá (PR).
M
Ê
S
SET 2008
OUT 2008
NOV 2008
DEZ 2008
JAN 2009
FEV 2009
MAR 2009
ABR 2009
MAI 2009
JUN 2009
JUL 2009
AGO 2009
T°C 22,2 23,1 24,7 26,3 27,7 28,2 28,6 26,7 *22,76 *19,97 *19,62 *19,71
Sal.
(ups) 29 29 28 27 25 26 27 28 22,7 *19,9 *19,6 *19,7
*Dados da operação verão
Os valores de temperatura mantiveram-se relativamente constantes, apresentando variação
de 2 °C ( Tabela 5 ), sendo o valor mínimo (19,62 ºC) registrado no mês de julho e máxima de
28,6ºC no mês de março. Sazonalmente os maiores registros foram obtidos durante o verão
(27,4°C) e outono (26°C).
A salinidade apresentou altas variações, sendo a mínima de 19,6 ups registrada em julho
de 2009 de e a máxima de 29 ups registrada em outubro de 2008. Sazonalmente os maiores
registros ocorreram na Primavera 28,6 ups e verão 26 ups.
TABELA 4: Dados mensais da concentração de fosfato expressos em µM durante o
período de coleta e em área adjacente ao terminal de fertilizantes de Paranaguá (PR).
SET OUT NOV DEZ JAN FEV MAR ABR MAI JUN JUL AGO
3,53 3,94 16,71 7,27 n.a n.a 2.93 3,73 21,13 3.01 1,56 1,40
n.a: Não analisado
TABELA 5: Concentração média, de fosfato expressa em µM em um período sazonal
amostrado em coluna d’água próximo ao terminal de descarga de fertilizantes em Paranaguá.
PRIMAVERA VERÃO OUTONO INVERNO
8,06 2,42 9,26 1,99
Na primavera e outono foram registrados maiores concentrações de fosfato, 8,06 e 9,26
uM respectivamente. Esses valores não coincidem com os maiores índices de biomassa.
28
TABELA 6: Dados referentes a 2 amostragens (tréplicas) realizadas durante o 1° semestre de
2011.
pH Salin
(ups)
PT
(µM)
PO4
(µM)
N-NO2-
(µM)
Temp
(°C)
JAN
(verão)
7,58
7,60
7,58
21
21
21
9,51
9,21
5,87
8,22
8,13
8,04
2,63
2,53
2,25
27,4
27,4
27,4
MAR
(outono)
7,45
7,46
7,35
17
18
18
3,33
3,68
3,24
1,89
2,41
2,47
1,87
2,65
2,49
28,0
28,0
28,0
Em janeiro de 2011, foram obtidos maiores valores de salinidade e maiores concentrações
de compostos fosfatados (PT e PO4), porém, se comparado ao ano anterior do estudo e a outros
estudos realizados na Baía de Paranaguá (MACHADO,2007). Durante o mês de março de 2011
foram verificados maiores temperaturas. As concentrações de compostos de fosfatados foram
baixos correlacionados com o aumento da biomassa da primavera e inverno.
TABELA 7: Valores médios dos dados obtidos em um período sazonal, comparativos durante o
estudo da dinâmica da biomassa da macroalga Ulva lactuca.
Primavera Verão Outono Inverno
Biomassa
(g/m²) UM
76,38 19,14 29,30 511,82
Fosfato
(µM)
8,06 2,42 9,26 1,99
T°C 23,3 27,4 26,0 19,7
Pluviosidade
(mm)
21,46 35,73 4 5
Salinidade
(ups)
28,6 26,0 25,9 19,7
NO³
(µM)
n.a *0,32 n.a *24,95
*Dados de MACHADO, 2007.
Como observado na Tabela 7, durante a primavera foi registrada baixa biomassa de Ulva lactuca,
altas concentrações de fosfato, baixas temperaturas, e alta salinidade. Na campanha de verão foi
29
observada baixa biomassa, menores concentrações de fosfato, maiores temperaturas e altos
índices pluviométricos. Durante o outono foram observados baixa biomassa, maiores
concentrações de fosfato, menores índices de pluviosidade e maiores temperaturas. Em
contraposição durante o inverno foi obtida a maior biomassa, menores concentrações de fosfato,
menores temperaturas, pluviosidade e salinidade. Desta forma sugere-se que o acumulo da
biomassa de inverno pode estar correlacionada com menores temperaturas e maiores
concentrações de compostos nitrogenados.
Neste estudo observou-se a maior biomassa de Ulva lactuca durante o inverno não
havendo correlação direta com os picos de concentração de compostos fosfatados e sim
coincidindo com maiores concentrações de compostos nitrogenados. É bem documentado em
literatura que Ulva lactuca possui grande afinidade por formas nitrogenadas de nutrientes
especialmente o amônio, sendo o gênero considerado “nitrófilo” (COHEN & NEORI, 1991). O
amônio (NH4) apresentou concentrações mais elevadas que os outros nutrientes analisados,
coincidindo com os picos de biomassa inverno. Desta forma sugere-se que a biomassa da Ulva
lactuca esteja mais relacionada às altas concentrações de compostos nitrogenados do que
fosfatados na água. Estudos revelam que o NH4 é assimilado pelas macroalgas mais rapidamente
que o NO3- ou NO
-2 e sua presença normalmente inibe a assimilação de NO
-3 ou NO
-2,
apresentando maior afinidade com o NH4 (D’ELIA & DEBOER, 1978; HAINES & WHEELER,
1978; HANISAK & HARLIN, 1978; HARLIN, 1978; TOPINKA, 1978; RYTHER et al., 1981)
Na maioria das regiões temperadas, bancos de clorófitas são altamente sazonais
desaparecem por completo no final do outono e durante o inverno (Schories & Reise 1993,
Schories 1995b). O padrão inverso foi observado neste estudo, realizado em zona subtropical.
Alguns autores (Rios e Peckol 1995, Altamirano et al. 2000) correlacionam as mudanças
sazonais na biomassa de Ulva e crescimento diretamente com DIN (nitrogênio inorgânico
dissolvido) o que ficou evidenciado neste monitoramento. Variáveis como temperatura, índice
pluviométrico e salinidade podem ser fatores associados ao crescimento limitante da macroalga
especialmente no verão.
Desta forma, as florações das algas na Baía de Paranaguá estão mais provavelmente
influenciadas pela entrada de nutrientes oriundos do escoamento continental em períodos
chuvosos do que ao aporte antrópico da atividade de movimentação de fertilizantes fosfatados.
Durante o verão há um declínio de florações de algas. Alguns autores associam isto
30
possivelmente a uma crise anóxica (Sfriso et al. (1987), Viaroli et al. (1996a)) ou temperaturas
excessivamente das águas de verão (De Casabianca e Posada, 1998). Este padrão de declínio de
biomassa também foi observado no presente estudo. Diversos estudos relatam a importância de
formas fosfatadas para o gênero Ulva (PEDERSEN 1993; DELGADO et al. 1996; LYNGBY et
al. 1999). Porém, a forma fosfatada que eutrofiza o local, parece não ser a forma mais facilmente
assimilável pela espécie, ocasionando ausência de correlação em nossas análises.
A temperatura e a salinidade também são importantes fatores em ambientes marinhos
costeiros. Segundo LANA et al (2000) a salinidade é uma variável conservativa no ambiente, é
importante para avaliar a circulação de um estuário bem como identificar fontes de contribuição
de águas doces e assim, as interferências antrópicas por esgotos. A maior média de salinidade foi
encontrada durante o inverno, possivelmente associada aos baixos índices pluviométricos.
5.1 BIOMASSA ALGAL
Durante os meses de junho e julho de 2009 foram observados os maiores valores da
biomassa de U. lactuca, coincidindo com baixas concentrações de compostos fosfatados (tabela
6). Durante os meses de junho, julho e agosto de 2009 a biomassa cumulativa foi maior que em
setembro e outubro de 2008, essa biomassa não coincide com os baixos valores pluviométricos
(tabela 3) onde registramos em junho 15,0 mm, julho 0,0 mm e agosto 0,0 mm.
Nos meses de novembro a abril (verão e outono) foram registrados baixos valores de
biomassa algal. Esses índices não coincidem com os elevados índices pluviométricos (tabela 3),
em novembro registramos 15,8 mm de precipitação e em fevereiro 43,8mm.
31
Biomassa
Current effect: F(11, 108)=132,63, p=0,0000
Vertical bars denote 0,95 confidence intervals
Set Out Nov Dez Jan Fev Mar Abr Mai Jun Jul Ago
Meses
-100
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
1100M
AS
SA
UM
IDA
FIGURA 9: Biomassa algal dos meses de setembro de 2008 a agosto de 2009.
Weighted Means
Wilks lambda=,03907, F(22, 214)=39,486, p=0,0000
Effective hypothesis decomposition
Vertical bars denote 0,95 confidence intervals
Biomassa Seca Umidade das frondesSet/08
OutNov
DezJan/09
FevMar
AbrMai
JunJul
Ago
0
20
40
60
80
100
120
140
160
FIGURA 10: Comparação sazonal da biomassa úmida cumulativa da alga Ulva lactuca
coletada próximo ao terminal de descarga de fertilizantes entre 2008 e 2009.
32
Os índices de fosfato (PO4) em área adjacente ao banco foram mais elevados na primavera
e no outono, não coincidindo com os maiores valores de biomassa.
No verão e no outono foram registrados baixos índices de biomassa algal, possivelmente
associados às altas temperaturas (tabela 3).
TABELA 8: Média e desvio padrão da biomassa seca (MS) de Ulva lactuca.
Biomassa Set/08 Out Nov Dez Jan/09 Fev Mar Abr Mai Jun Jul Ago
Média 7,71 20,53 0,79 1,18 3,05 1,75 0,78 1,63 12,59 120,15 44,79 49,71
Desvio P 4,46 19,7 0,25 0,35 0,89 0,81 0,41 1,63 9,32 21,91 15,47 23,99
TABELA 9: Média e desvio padrão da umidade das frondes de Ulva lactuca. Umidade % Set Out Nov Dez Jan Fev Mar Abr Mai Jun Jul Ago
Média 90,42 83,39 91,86 95,47 85,85 78,83 82,15 80,64 83,29 86,09 87,21 84,24
Desvio P. 3,86 2,64 1,78 1,08 1,36 10,34 1,96 3,96 2,38 2,98 1,78 2,93
Neste estudo observou-se a maior biomassa de Ulva lactuca durante o inverno não
havendo correlação direta com os picos de concentração de compostos fosfatados e sim
coincidindo com maiores concentrações de compostos nitrogenados. É bem documentado em
literatura que Ulva lactuca possui grande afinidade por formas nitrogenadas de nutrientes
especialmente o amônio, sendo o gênero considerado “nitrófilo” (COHEN & NEORI, 1991). O
amônio (NH4) apresentou concentrações mais elevadas que os outros nutrientes analisados,
coincidindo com os picos de biomassa inverno. Desta forma sugere-se que a biomassa da Ulva
lactuca esteja mais relacionada às altas concentrações de compostos nitrogenados do que
fosfatados na água. Estudos revelam que o NH4 é assimilado pelas macroalgas mais rapidamente
que o NO3- ou NO
-2 e sua presença normalmente inibe a assimilação de NO
-3 ou NO
-2,
apresentando maior afinidade com o NH4 (D’ELIA & DEBOER, 1978; HAINES & WHEELER,
1978; HANISAK & HARLIN, 1978; HARLIN, 1978; TOPINKA, 1978; RYTHER et al., 1981)
Na maioria das regiões temperadas, bancos de clorófitas são altamente sazonais
desaparecem por completo no final do outono e durante o inverno (Schories & Reise 1993,
Schories 1995b). O padrão inverso foi observado neste estudo, realizado em zona subtropical.
Alguns autores (Rios e Peckol 1995, Altamirano et al. 2000) correlacionam as mudanças
sazonais na biomassa de Ulva e crescimento diretamente com DIN (nitrogênio inorgânico
dissolvido) o que ficou evidenciado neste monitoramento. Variáveis como temperatura, índice
pluviométrico e salinidade podem ser fatores associados ao crescimento limitante da macroalga
33
especialmente no verão.
Desta forma, as florações das algas na Baía de Paranaguá estão mais provavelmente
influenciadas pela entrada de nutrientes oriundos do escoamento continental em períodos
chuvosos do que ao aporte antrópico da atividade de movimentação de fertilizantes fosfatados.
Durante o verão há um declínio de florações de algas. Alguns autores associam isto
possivelmente a uma crise anóxica (Sfriso et al. (1987), Viaroli et al. (1996a)) ou temperaturas
excessivamente das águas de verão (De Casabianca e Posada, 1998). Este padrão de declínio de
biomassa também foi observado no presente estudo. Diversos estudos relatam a importância de
formas fosfatadas para o gênero Ulva (PEDERSEN 1993; DELGADO et al. 1996; LYNGBY et
al. 1999). Porém, a forma fosfatada que eutrofiza o local, parece não ser a forma mais facilmente
assimilável pela espécie, ocasionando ausência de correlação em nossas análises.
A temperatura e a salinidade também são importantes fatores em ambientes marinhos
costeiros. Segundo LANA et al (2000) a salinidade é uma variável conservativa no ambiente, é
importante para avaliar a circulação de um estuário bem como identificar fontes de contribuição
de águas doces e assim, as interferências antrópicas por esgotos. A maior média de salinidade foi
encontrada durante o inverno, possivelmente associada aos baixos índices pluviométricos.
Com os resultados obtidos nesse estudo, sugere-se que a Ulva lactuca apesar de
oportunista, pode assimilar com maior eficiência constituintes nitrogenados e que o fosfato
orgânico movimentado não está disponível de imediato à assimilação in loco pelo banco
composição algal.
As discussões sobre a eficiência na absorção de compostos nitrogenados e fosfatados por
Ulvales é ampla e ainda com muitas lacunas. Porém, ressalta-se que na área de estudo em questão
conhecida e zona de máxima turbidez (LANA et al, 2001) dentro do estuário, onde a
produtividade fitoplanctônica é baixa, comparado com outras áreas do complexo estuarino, nota-
se que o aporte de nutrientes seja fosfatados ou nitrogenados (PELLIZZARI, 2010) é alto e não
limita o crescimento de macroalgas oportunistas, justificando a ausência de correlação direta da
biomassa de Ulva com as concentrações de NT e PT. Porém, ressalta-se a importância de
monitoramento contínuo da área e de uma abordagem onde seja avaliada concentração de metais
pesados nas frondes algais, sendo conhecido o aporte desses constituintes por agro componente.
A eutrofização parece ser uma condição importante para a ocorrência de algas verdes
(LOWTHION et al. 1985, HARDY et al. 1993). Potencialmente, as algas verdes de zona entre -
34
marés são plantas adultas que persistem parcialmente ao soterramento pelo sedimento. Os
pequenos propágulos das plantas-mãe são capazes de continuar o crescimento na coluna de água
onde, eventualmente, podem se desenvolver como de forma livre e flutuante.
O terminal de fertilizantes situado em Paranaguá é de uma empresa que atua na
industrialização de fertilizantes fosfatados para a obtenção de fórmulas NPK (sódio, fósforo e
potássio) para a nutrição de solos (BAWB, 2007). Este terminal vem sendo apontado por alguns
autores (SÁ, 2003; SÁ & MACHADO, 2007; MACHADO, 2007) como uma das possíveis fontes
da entrada de arsênio para o estuário, a partir dos efluentes finais de seu processo produtivo. Da
mesma forma, pode estar recebendo influência do Canal do Anhaia, por meio de efluentes
domésticos despejados diretamente no canal sem que haja qualquer tipo de tratamento (SÁ et al.,
2006; RIZZI, 2007).
TABELA 10: Resultado sazonal de clorofila e salinidade (FONSECA, A. 2008)
FONSECA (2008) também verificou valores de salinidade, biomassa fitoplânctonica e
clorofila–a, no período de outono-inverno. O declínio da biomassa de Ulva no outono-verão pode
ser resultado do aumento da herbivoria e do estresse ocasionado pelo aumento do dessecamento
quando a planície encontra-se emersa (Blanchard 1997, Wolfstein et al 2000).
TABELA 11: Comparação sazonal de fatores físico – químicos obtidos em outro estudo realizado
na Baía de Paranaguá.
VERÃO INVERNO
Ref Pt
(µM)
PO4
(µM)
Nt
(µM)
NO2
(µM)
NO3
(µM)
NH4
(µM)
Clo
Mg.l
Sal
(ups)
Pt
(µM)
PO4
(µM)
Nt
(µM)
NO2
(µM)
NO3
(µM)
NH4
(µM)
Clo
Mg.l
Sal
(ups)
Carla G.
Machado
(2007)
0,46
±0,11
0,38
±0,75
13,67
±5,02
0,06
±0,09
0,32
±0,43
0,74
±0,34
2,40
±1,33
21,16
±3,18
1,43
±0,64
0,82
±0,23
21,17
±3,31
0,69
±0,06
24,95
±5,46
6,44
±2,61
3,53
±0,44
27,6
±0,81
Primavera - Verão Outono - Inverno
Salinidade Clorofila Salinidade Clorofila
12 7,47 29 39,5
35
Os resultados de MACHADO (2007) (Tabela 11) sugerem maiores concentrações de
nitrato e fosfato no inverno.
Valores de nitrato e fosfato elevados no inverno favorecem a eutrofização, podendo
contribuir na formação dos bancos de Ulva lactuca (MACHADO, 2007).
A amônia é um importante indicador de contaminação por efluentes domésticos, este é
essencial para o crescimento das macroalgas. MACHADO, 2007 (tabela 11), durante o inverno
encontrou maiores concentrações de NH4.
Outros estudos que confirmam a ausência de correlação desta biomassa com outras
formas de compostos fosfatados, alem de estudos sobre bioacumulação de metais nas frondes de
Ulva, fazem-se necessário para a compreensão dos padrões de assimilação de nutrientes
excedentes por frondes algais oportunistas.
36
6 - CONCLUSÕES
O aumento ou a diminuição da biomassa de macroalgas pode ser resultado de alguma
alteração físico – química abrupta (fator impactante). Os resultados sugerem que:
Os bancos algais no estuário são predominantes durante o inverno, onde as temperaturas
registradas foram menores.
Durante o inverno foi observado o “pico” de biomassa algal, coincidindo com menores
temperaturas, maiores salinidade e menores índices pluviométricos e maiores
concentrações de compostos nitrogenados.
A umidade nas frondes de Ulva lactuca é quase uma constante (80± 8,3 %).
As concentrações de compostos fosfatados não estiveram relacionadas diretamente com as
florações de Ulva lactuca neste estudo.
A floração de Ulva próximo ao terminal de descarga de fertilizantes em Paranaguá parece
estar mais correlacionada com o aporte de compostos nitrogenados do que com a forma de
fósforo movimentada pela empresa. E que este aporte pode ser de efluentes orgânicos não
necessariamente do aporte alóctone industrial.
37
7 – REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
AGUIAR, V. M. C & BRAGA, E. S. Participação do Fósforo Particulado em Suspensão
na Dinâmica do Fósforo Dissolvido em um Sistema Estuarino sob Variações Sazonais e de Maré.
Resúmenes Ampliados X Congreso Latinoamericano de Ciencias del Mar LAS CIENCIAS DEL
MAR A FAVOR DEL DESARROLLO DE LAS COMUNIDADES 22-26 de Setiembre 2003.
ALTAMIRANO, M., A. FLORES-MOYA, F. CONDE, and F. L.FIIGUEROA. 2000.
Growth seasonality, photosynthetic pigments, and carbon and nitrogen content in relation to
environmental factors: a field study of Ulva olivascens (Ulvales, Chlorophyta). Phycologia 39:
50–58.
AMADO FILHO, G. M., REZENDE, C. E. & LACERDA, L. D., 1999, “Poluição da baía
de Sepetiba já ameaça outras áreas”. Ciência Hoje, 25(149): 46-49.
ARAGON, G. T.; PIRES, V. S.; LACERDA, L. D.; PATCHINEELAM, S. R. 1986.
“Distribuição espacial de nutrientes e metais pesados em sedimentos e águas superficiais em um
ecossistema de manguezal”. Acta Limnol. Brasil. Vol. 1, 365 –385p.
BARCELOS, C.; GRUBER, N. H.; QUINTAS M.; FERNANDES, L. 2003“Complexo
Estuarino de Paranaguá: Estudo das Características Ambientais com o auxílio de um Sistema de
Informação Geográfica.” In: COLÓQUIO BRASILEIRO DE CIÊNCIAS GEODÉSICAS, III,
Curitiba. Anais em cd room. Curitiba: UFPR.
BEYRUTH, Z. 1996. Comunidade Fitoplanctônica da Represa de Guarapiranga: 1991-92.
Aspectos Ecológicos, Sanitários e Subsídios para Reabilitação da Qualidade Ambiental. São
Paulo, USP, 191p. (Tese).
BLANCHARD, G. E; SAURIAU, P. G.; CARIOU-LE GALL, V C; GOULEAU, D.;
GARET, M. J. & OLIVER, E 1997. Kinetics of tidal resuspension of microbiota: testing the
effects of sediment cohesiveness and bioturbation using flume experiments. Marine Ecology
Progress Series, 151: 17-25.
BORMANS, M.; FORD, P.W.; FABBRO, L. Spatial and temporal variability in
38
cyanobacterial populations controlled by physical processes. Journal of Plankton Research,
London, v. 27, n. 1, p. 61-70, 2005.
BURGESS, R. M., PELLETIER, M. C., HO, K. T., SERBST, J. R., RYBA, S. A., KUHN,
A., PERRON, M. M., RACZELOWSKI, P., CANTWELL, M. G., Removal of ammonia toxicity
in marine sediment TIEs: a comparison of Ulva lactuca, zeolite and aeration methods, Marine
Pollution Bulletin 46:607 – 618, 2003.
CLARK, R. B. 2001. “Marine Pollution”. 5ª ed. Oxford: University Press
CLAVER, D. A., CARVALHO, M. F., SANTELLI, R.E., Utilização de Ulva sp. na
caracterização de toxicidade por amônia e metais traço em efluentes líquidos da REDUC -
Refinaria Duque de Caxias e em águas fluviais, complexo Iguaçú-Sarapuí, RJ, 2003.
CONLEY, D. J., SMITH, W. M., CORNWELL, J. C. & FISHER, T. R. 1995.
Transformation of particle –bound phosphorus at the lend-sea interface. Est. Cost. Shelf Science,
40. p.161-176.
CONLEY, D. J. 2000. Biogeochemical nutrient cycles and nutriente management
strategies. Hydrobiologia, 410. p. 87-96.
COSTA, V. M. F.: MARINHO-SORIANO, E; CAMARA, M. R.; et al. Utilização da
macroalga Ulva lactuca linnaeus na redução de nutrientes (NH4+,NO3- e PO4-2) provenientes
da carcinicultura. 2006. Dissertação (Mestrado em Bioecologia Aquática) Universidade Federal
do Rio Grande do Norte, UFRN, Brasil.
DA COSTA BRAGA, A. & YONESHIGUE-VALENTIN, Y. 1994. Growth of Laminaria
abissalis (Phaeophyta) at different nitrate concentrations. Phycologia, 33:271-274.
DAVIES, A. G., Nutrient interactions in the marine environment, Annu. Proc. Phytochem.
Soc. Eur. 28: 241-256, 1988.DAY Jr., J.W.; HALL, C.A.S.; KEMP, W.M. & YAÑEZ-
ARANCIBIAS, A. 1989. “Estuarine Ecology.” John Wiley & Sons, inc, New York, 558 p.
DE CASABIANCA, M.-L. and F. POSADA. 1998. Effect of environmental parameters
39
on the growth of Ulva rigida (Thau Lagoon, France). Bot. Mar. 41: 157–165.
DELGADO, O., RODRÍGUEZ-PRIETO, C., GARCIA, E., BALLESTEROS, E., Lack of
severe nutriente limitation in Caulerpa taxifolia (Vahl) C Agardh, na introduced seaweed
spreading over the oligotrophic Northwestern Mediterranean, Bot. Mar. 39: 61-67, 1996.
D’ELIA, C., DEBOER, J., Nutritional studies of two red algae: II. Kinetics of ammonia
and nitrate uptake J. Phycol. 14, 266-272, 1978.
DOWTY, P. 2002. Puget Sound Update. Eighth Report of the Puget Sound Ambient
Monitoring Program. Puget Sound Water Quality Action Team, Seattle, USA. 144 pp.
FONSECA, A. et al 2008. Variação Espacial E Sazonal da produção primária
microfitobêntica em uma planície entremarés subtropical, Baía de Paranaguá, Paraná-Brasil
GABRIELSON, P.W., T. B.WIDDOWSON, S. C. LINDSTROM, M.W. HAWKES and R.
F. SCAGEL. 2000. Keys to the Benthic Marine Algae and Seagrasses of British Columbia,,
Southeast Alaska, Washington and Oregon. Department of Botany, University of British
Columbia, Vancouver, Canada. 189 pp.
GOROSTIAGA, J. M & DÍEZ, I. 1996. Changes in the sublittoral benthic marine
macroalgae in the polluted area of Abra de Bilbao and proximal coast (Northern Spain). Marine
Ecology Progress Series 30:157-167.
GRUNEWALD, C. F., Uso de las macroalgas y sú contribución al desarrollo sustentable
en al Archipiélago de Chiloé; Plancton Andino, Proyecto Piloto: Producción de biogás (opción 3),
4p.:il, 2003.
HANISAK, M. D., SAMUEL, M. A., The influence of major environmental factors on the
growth of Gracilaria tikvahiae in culture, J. Phycol. 19 (Suppl). 6, 1983.
HAUXWELL, J., J. CEBRIAN, C. FURLONG and I. VALIELA. 2001. Macroalgal
canopies contribute to eelgrass (Zostera marina) decline in temperate estuarine ecosystems.
Ecology 82: 1007–1022.
40
HO, Y. B., Ulva lactuca as bioindicator of metal contamination in intertidal waters in
Hong Kong, Hydrobiologia 203: 73-81, 1990.
Ho, Y. B., 1987a. Ulva lactuca (Chlorophyta, Ulvales) in Hong Kong intertidal waters -
its nitrogen and phosphorus contents and its use as a bioindicator of eutrophication. Asian Mar.
Biol. 4: 97-102.
JIMENEZ DEL RIO, M., RAMAZANOV, Z., GARCIA-REINA, G., Ulva rígida
(Ulvales, Chlorophytas) tank culture as biofilters for dissolved inorganic nitrogen from fishpond
effluents, Hydrobiologia 326/327: 61-67, 1996.
KAMERMANS, P., MALTA, E., VERSCHUURE, J. M., LENTZ, L. F., SCHRIJVERS,
L., Role of cold resistance and burial for winter survival and spring initiation of an Ulva spp.
(Chlorophyta) bloom in a eutrophic lagoon ( Veerse Meer Lagoon, the Netherlands), Marine
Biology, 131: 45-51, 1998.
KIDA, W. 1990. Culture of the seaweed Monostroma. Mar. Behav. Physiol. 16: 109–131
KITZMANN, D.I.S.; CALLIARI, L.J.; ASMUS, M.L. & TAGLIANI, C.R. 2002.
Gerenciamento Ambiental Portuário. 1a ed., pasta com 6 módulos. 15 a 20 de setembro de 2002.
Paranaguá – PR. (PNCAP/FURG/TRAIN-SEA-COAST BRASIL).
KNOPPERS, B. A.; BRANDINI, F. P.;THAMM, C. A. 1987. “Ecological studies in the
Bay of Paranaguá”. II. Some physical and chemical characteristics. Nerítica, Curitiba, v. 2, n. 1,
p. 1-36.
KNOX, G.A. 1986. “Estuarine ecosystems: A systems approach”, vol.I, 289p.
LANA, P.C., 1986. “Macrofauna bêntica de fundos sublitorais não consolidados da Baía
de Paranaguá (Paraná).” Nerítica Pontal do Sul, PR, vol. 1 (3), p: 79-89.
LANA, P. C.; MARONE, E.; LOPES, R.M.; MACHADO, E.C. 2000.“The subtropical
estuarine complex of Paranaguá Bay, Brazil.” In: Ecological Studies, Coastal Marine
Ecosystems of Latin America. Springer-Verlag Berlin Heidelberg, 144, p. 131-145.
41
LAPOINTE, B. E., TENORE, R., Experimental outdoor studies with Ulva fasciata Delile.
l. Interaction of light and nitrogen on nutrient uptake, growth and biochemical composition, J.
exp. Mar. Biol. And Ecol. 53, 135-152, 1981.
LEE, T. M., Phosphate starvation induction of acid phosphatase in Ulva lactuca L.
(Ulvales, Chlorophyta), Bot. Bull. Acad. Sin. 41: 19-25, 2000.
LOBBAN, C.S. & HARRISON, P.J. 1994. Seaweed ecology and physiology. Cambridge
University Press, Cambridge. 376p.
LONGHURST, A. Seasonal cycles of pelagic production and consumption. Prog.
Oceanography. Vol. 36, pp. 77- 167, 1995
LOPES, R. M (1997) Distribuição especial, variação temporal e atividade alimentar
zooplâncton no complexo estuarino de Paranaguá. PhD Thesis. Universidade Federal do Paraná,
Brazil.
LOTZE,H.K. and W. SCHRAMM. 2000. Ecophysiological traits explain species
dominance patterns in macroalgal blooms. J. Phycol. 36: 287–295.
LYNGBY, J.E., MORTENSEN, S., AHRENSBERG, N., Bioassessment techniques for
monitoring of eutrophication and nutrient limitation in coastal ecosystems, Mar. Pol. Bull. 39:
212-223,1999.
MACHADO, C. G Caracterização química dos agregados e sedimentos superficiais na
zona de máxima turbidez no complexo estuarino de Paranaguá (CEP). 2007. Dissertação
(Mestrado em Geologia) - Universidade Federal do Paraná,
MALTA, E. J., VERSCHUURE, J. M., Effects of environmental variables on between-
year variation of Ulva growth and biomass in a eutrophic brackish lake, Journal of Sea Research
38: 71-84, 1997.
MANTOVANELLI, A. 1999. “Caracterização da dinâmica hídrica e do material
particulado em suspensão na Baía de Paranaguá e em sua bacia de drenagem.” Dissertação de
42
Mestrado em Geologia Ambiental, UFPR, 152p.
MEYER-REIL, Lutz-Arend ; KÖSTER Marion.
Eutrophication of marine waters: Effects
on benthic microbial communities. Marine pollution bulletin; 2000 vol. 41, no 1-6 (265 p.) (36
ref.), pp. 255-263.
MENGEL K.; KIRBY E.A.2001. Principles of plant nutrition. 5. ed. Dordrecht: Kluwer.
Academic Publishers, 2001. 849p.
NELSON, T. A. and A. LEE. 2001. A manipulative experiment demonstrates that blooms
of the macroalga Ulvaria obscura can reduce eelgrass shoot density. Aquat. Bot. 71: 149–154.
NELSON TA, NELSON AV, TJOELKER M (2003) Seasonal and spatial patterns of
"green tides" (ulvoid algal blooms) and related water quality parameters in the coastal waters of
Washington State, USA. Bot Mar 46:263-275
PÁDUA, H. B. de, - Conhecimento e utilização das variáveis físicas, químicas e
biológicas na aqüicultura dulcícola brasileira. - Biodiversidade na aqüicultura. IV Simp.
Bras. sobre cultivo de camarão - I Cong. Bras. de Aqüicultura-Feira Tec. e Produtos para
Aqüicultura (Anais) João Pessoa-Pb, v.1, único, 315-357,1993.
PEDERSEN, M.F., Growth and nutrient dynamics en marine plants, PhD Dissertation,
University of Copenhagen, 1993.
PERES, C.A., Uso de macroalgas e variáveis físicas, químicas e biológicas para a
avaliação da qualidade da água do rio do Monjolinho, São Carlos, Estado de São Paulo, 2002
(tese)
PICKARD, G. L.; EMERY, W. J. 1990. “Descriptive physical oceanography: an
introduction”. New York: Pergamon. 300p.
PINCHETTI J. L.G., FERNANDEZ E.C., DIEZ P.M., REINA G.G., 1998, Nitrogen
availability influences the biochemical composition and photosynthesis of tank- cultivated Ulva
rigida (Chlorophyta), J. Appl. Phcol., 10, 383–389
43
PORTER, C. B.; KROM, M. D.; ROBBINS, M. G.; BRICKELL, L.; DAVIDSON, A.
Ammonia excretion and total –N budget for gilthead seabream (Sparus auratus) and its effect on
water quality conditions. Aquaculture, Amsterdam, v. 66, n. 2, p. 287-297, 1987.
RAFFAELLI, D..1999. Nutrient enrichment and trophic organization in an estuarine food
web. Acta Oecologica, 20 (4): 449-461.
RAVEN, P. H, EVERT, R.F. EICHHORN, S. E., Biologia vegetal, editora Guanabara
koogan, 5º ed., New York, 1992.
REBELLO, J.; & BRANDINI, F. P. 1990. “Variação temporal de parâmetros
hidrográficos e material particulado em suspensão em dois pontos fixos da Baía de Paranaguá
Paraná (junho/87–fevereiro/88).” Nerítica 5: 95–111p.
REVIERS. B. 2006, Biologia e Filogenia de Algas, editora Artmed. Porto Alegre.
RIVIERS J. S. and P. PECKOL. 1995. Summer decline of Ulva lactuca (Chlorophyta) in
a eutrophic embayment: interactive effects of temperature and nitrogen availability. J. Phycol. 31:
223–228
RYNTER, J. H., CORWIN, N., DEBUSK, T. A., WILLIANS, L. D. Nitrogen uptake and
storage by the red algae Gracilaria tikvahiae McLachlan 1979, Aquaculture 26:107-115, 1981
RUNCIE, J. W., RITCHIE, R. J., LARKUM, A. W., Uptake kinetics and assimilation of
inorganic nitrogen by Catenella nipae and Ulva lactuca. Aquatic Botany 76, 155-74. 2003
SANTOS, D. M.; BOSSINI, J. A. T.; PREUSSLER, K. H.; VASCONSELOS, E.
C.;CARVALHO-NETO F. S.; CARVALHO-FILHO, M. A. S. 2006. ”Avaliação de metais
pesados na Baía de Paranaguá, PR, Brasil, sob influência das atividades antrópicas.” Jornal
Brasileiro Soc. Ecotoxicologia, vol. 1, n.2: 157 – 160p.
SCHUENHOFF, A., SHPIGEL, M., LUPATSCH, I., ASHKENAZI, A., MSUYA, F.E.,
NEORI, A., A semi-recirculating, integrated system for the culture of fish and seaweed.
Aquaculture 221, 167-81. 2003.
44
SCHUENHOFF, A., MATA, L. SANTOS, R., The tetrasporophyte of Asparagopsis
armata as a novel and valuable seaweed biofilter, Aquaculture 252: 3-11, 2006.
SCHORIES D (1995) Population ecology and mass development of Enteromorpha spp.
(Chlorophyta) in the Wadden Sea. Ber Inst Meeresk Kiel271:l-145
SCHORIES D, REISE K (1993) Germination and anchorage of Enteromorpha spp. in
sedirnents of the Wadden Sea. Helgol Meeresunters 47:275-285
SCHORIES, D., ANIBAL, J., CHAPMAN, A., HERRE, E., ISAKSSON, I., LILLEBO,
A. I., PIHL, L., REISE, K., SPRUNG, M., and THIEL, M. 2000. Flagging greens: hydrobiid
snails as substrata for the development of green algal mats (Enteromorpha spp.) on tidal flats of
North Atlantic coasts. Marine Ecology Progress Series 199:127–136.
TAKINO, M. et al. (1984) Características físicas e químicas de águas de ambientes de
altitudes - Campos do Jordão (SP). Bol. Inst. Pesca, 11: 1-12.
THOM, R. M. and R.G. ALBRIGHT. 1990. Dynamics of benthic vegetation standing-
stock, irradiance and water properties in central Puget Sound. Mar. Biol. 104: 129–141
TIRABOSCH, Juliana (2008) “Biocombustível ou comida?”. Revista Galilleu, edição
203, pp. 5.
TOPINKA, J. A., Nitrogen Uptake by Fucus spiralis (Phaeophyceae), Journal of
Phycology 14:241-247, 1978.
TUNDISI, J.G.; BICUDO, C.E.M. & MATSUMURA-TUNDISI, T. 1995. Limnology in
Brazil. Brazilian Academy of Sciences (and) Brazilian Limnological Society, Rio de Janeiro.
VALIELA, I., J. MCCLELLAND, J. HAUXWELL, P. J. BEHR, D. HERSH and K.
FOREMAN. 1997. Macroalgal blooms in shallow estuaries: controls and ecophysiological and
ecosystem consequences. Limnol. Oceanogr. 42: 1105–1118.
VIAROLI, P., M. BARTOLI, C. BONDAVALLI R. R. CHRISTIAN, G. GIORDANI and
45
M. NALDI. 1996a. Macrophyte communities and their impact on benthic fluxes of oxygen,
sulphide and nutrients in shallow eutrophic environments. Hydrobiologia 329: 105–119.
VIAROLI, P., NALDI, M., CHRISTIAN, R.R. & FUMAGALLI, I. 1993. The role of
macroalgae and detritus in the nutrient cycles in a shallow-water dystrophic lagoon. Verh. Int.
Verein. Limnol., 25:1048-1051.
VIAROLI, P., NALDI, M., BONDAVALLI, C. & BENCIVELLI, S. 1996. Growth of the
seaweed Ulva rigida C. Agardh in relation to biomass densities, internal nutrient pools and
external nutrient supply in the Sacca di Goro lagoon (Northern Italy). Hydrobiologia,329:93-103.
VIJAYARAGHAVAN, K., JEGAN, J. R., PALANIVELU, K., VELAN, M., Copper
removal from aqueous solution by marine green alga Ulva reticulata, Eletronic Journal of
Biotechnology, vol,7 Nº. 1: 62-71, 2004.
VON SPERLING, M. Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgoto DESA-
UFMG. 1996.
WOLFSTEIN, K.; COLIJN, F. & DOERFFER, R. 2000. Seasonal Dynamics of
microphytobenthos biomass and photosynthetic characteristics in the northem German Wadden
Sea, obtained by the photosynthetic light dispensation system. Estuarine, Coastal and Shelf
Science, 51: 651-662.
46
8– WEBSITES CONSULTADOS
UNIVERSIDADE DA ÁGUA. Qualidade d’ água. Disponível em
http://www.uniagua.org.br
Acesso em: 13/03/2009
![AE - Filo Chlorophyta [Modo de Compatibilidade]uenf.br/cbb/lbt/files/2019/07/AE-Filo-Chlorophyta.pdfAcetabularia calyculus Filo Chlorophyta • Grupo monofilético • Em torno de](https://static.fdocumentos.com/doc/165x107/5e30228a864d185d9d56ead2/ae-filo-chlorophyta-modo-de-compatibilidadeuenfbrcbblbtfiles201907ae-filo-.jpg)
