ISOLAMENTO DE CLONES DE CIANOBACTÉRIAS, CULTURA
E BIOENSAIOS DE TOXICIDADE
Álvaro Amorim
Instituto de Zoologia “Dr. Augusto Nobre”- Faculdade de Ciências
Praça Gomes Teixeira - 4000 PORTO
Bolseiro BJI no âmbito do Projecto PEAM/C/CNT/38/91
J.N.I.C.T.
Dezembro de 1993
ÍNDICE
Resumo ………………………………………………………………..
3
Abstract ………………………………………………………..……… 4
Introdução …………………………………………………………….
5
Material e métodos …………………………………………………
12
Resultados e discussão ……………………………………..………..
16
Conclusões ……………………………………………………………. 31
Agradecimentos ……………………………………………………… 33
Referências bibliográficas …………………………………………… 34
Apêndice ………………………………………………………………. 38
Anexos………………………………………………………………… 51
2
RESUMO
O estudo da toxicidade de cianobactérias dulciaquÍcolas tem vindo a
desenvolver-se nos últimos anos devido aos problemas que vêm surgindo,
relativos à intoxicação de animais que as ingerem, bem como devido às
intoxicações humanas, agudas e crónicas.
Neste trabalho apresenta-se os resultados relativos ao estudo da
toxicidade de cianobactérias ao longo de um ano, isoladas a partir de três
lagoas do litoral centro de Portugal, lagoas das Braças, Vela e Mira.
Realizaram-se amostragens mensais, procedendo-se ao isolamento de
estirpes, seguindo-se a sua cultura para posterior avaliação da sua
toxicidade. O isolamento foi feito em meio Z8 sólido após o qual se fez a
cultura em meio líquido. Os ensaios de toxicidade realizaram-se em
murganhos Charles River (14 - 45 g), através de injecção intraperitoneal
de suspensão de cianobactérias liofilizadas, tendo-se determinado a dose
letal para 50% dos animais injectados -DL50.
Os resultados obtidos permitem-nos concluir que Microcystis
aeruginosa é a espécie dominante, cerca de 65% do total das estirpes
pertencem a esta espécie, sendo no entanto, Oscillatoria sp., com cerca de
12,7%, e Synechococus sp., com cerca de 20,6%, géneros que também
ocorrem com alguma frequência. O género Phormidium sp., surge
também uma vez durante o período de estudo. Durante este período,
isolaram-se 63 clones de cianobactérias.
Das estirpes testadas, 32,6% são tóxicas, com valores de DL50 entre
10mg/kg e 120mg/kg. Apenas foram registados sinais de
hepatotoxicidade.
Tendo em conta que muitos dos locais onde surgem grandes massas
de cianobactérias, como neste caso, são utilizados para lazer, com contacto
directo, ou a sua água para consumo, torna-se necessário fazer um
levantamento mais alargado da presença destes organismos, assim como
alertar e informar os utentes para a prevenção de intoxicações humanas.
3
ABSTRACT
Studies on the toxicity of freshwater cyanobacteria have been
increasing during the last decades especially because human and animal
intoxications due these organisms have been occurring more frequently.
The study of the toxicity of cyanobacteria strains isolated from three
lakes located on the centre of Portugal, Braças, Vela and Mira lakes, was
performed during one year and the results are presented here.
Sampling was done monthly and strains of cyanobacteria were
isolated. Isolation and culture of strains were done in Z8 medium. Toxicity
testes were done using Charles River mice (14 - 45 g), and freeze-dried
cyanobacteria were suspended in water and injected intraperitoneally. The
dose that caused mortality on 50% of the animals - LD50 was then
determined. During this study, were isolated 63 cyanobacteria strains.
Results revealed the Microcystis aeruginosa was the dominant species
composing 65% of the total number of strains isolated. Nevertheless,
Oscillatoria sp. (12.7%), Synechococus sp. (20.6%), occurred also.
Phormidium sp. occurred only in one sample.
Considering all the strains analysed, 32.6% were hepatotoxic and
LD50 ranged from 10mg/kg to 120 mg/kg.
Having in the mind that the lakes Braças, Vela and Mira are utilised as
recreation sites as also some water is used for drinking purposes it is
advisable to do a more intensive survey on the presence of these
organisms as also to inform users of these waterbodies in order to prevent
human intoxications.
4
INTRODUÇÃO
Durante os últimos anos tem havido um acréscimo de registos de
florescências, ou “blooms”, de cianobactérias em rios, lagos, albufeiras e
açudes. Este aumento de registos tem levado a um aumento significativo
de estudos sobre estes organismos, sobretudo devido ao incremento no
número de intoxicações, quer humanas quer animais, registado nas
últimas décadas.
O registo de intoxicações abrange as mais variadas partes do mundo,
como Canadá, Estados Unidos da América, Austrália, Índia, Bangladesh,
África do Sul, Israel, Rússia, Noruega e Grã-Bretanha (Carmichael, 1981).
Existem muitos casos referenciados, de intoxicações agudas, em vários
países. Na Rodésia, entre 1960 e 1965 surgiram numerosas gastrenterites
em pessoas que ingeriram água contaminada por Microcystis aeruginosa.
(Zilberg, 1986). Na Inglaterra, em Agosto de 78 na localidade de
Rostherne Mere, Cheshire, uma florescência de Oscillatoria, provocou a
morte de gado (Reynoulds, 1980). Também na Inglaterra, em 1989, uma
florescência de M. aeruginosa, num reservatório de água, provocou a
morte de 20 cordeiros e 15 cães (Falconer, 1991). Na Austrália em 1979,
150 pessoas, sobretudo crianças, receberam tratamento hospitalar, após o
tratamento de um reservatório de água que continha cianobactérias, com
sulfato de cobre (Falconer, 1991).
Também em Portugal têm surgido florescências tóxicas de
cianobactérias (Vasconcelos et al.., 1993; Vasconcelos, 1994). Vasconcelos
(1994) apresenta resultados para 36 lagos, albufeiras e grandes rios de
Portugal, durante o período de 1989-92. Destas 36 massas de água, cerca
de 30 apresentaram florescências de cianobactérias, das quais 60%
revelaram-se tóxicas através de bioensaios com murganhos. Trabalhos
realizados noutros países, mostram valores semelhantes (Repavich et al.,
1990).
As cianobactérias tem a capacidade de crescer rapidamente quando a
água é rica em nutrientes - eutrofização - (Watanabe et al., 1986; Codd,
1984), o que se tem verificado com maior incidência nos últimos anos,
devido aos problemas crescentes de poluição. Estes microrganismos
possuem uma quantidade relativamente elevada de vacúolos gasosos
(Codd, 1984), que lhes permite flutuar, podendo concentrar-se à superfície
e formar uma camada espessa que cobre o espelho de água.
Quando se encontram dispersas na coluna de água, podem parecer
pouco densas, no entanto, quando as condições atmosféricas são
5
favoráveis, ambiente calmo sem vento ou chuva, as células concentram-se
à superfície, em poucas horas. Estas, podem de seguida ser arrastadas
para as margens por acção de uma ligeira brisa, que entretanto se forme,
aumentando ainda mais a sua concentração, podendo atingir valores de,
pelo menos, 5-20mg peso seco/l. Nestas concentrações podem ser tóxicas
para muitos animais, que as consumam juntamente com a água que
ingerem (Codd, 1984). Estas acumulações de cianobactérias podem durar
dias, semanas ou apenas horas, conforme as condições ambientais.
As florescências de cianobactérias revelam uma agregação dinâmica,
que pode formar uma estrutura, ou padrão, em mosaico, que se pode
alterar no tempo. Assim, um ponto onde se encontrava uma estirpe
tóxica, pode-se encontrar, passado algum tempo, outra totalmente
diferente, não tóxica (Carmichael & Gorham, 1981).
Existem várias espécies descritas de cianobactérias de água doce que
podem provocar intoxicações agudas, tais como M. aeruginosa,
Anabaena flos-aquae, Aphanizomenon flos-aquae, Gloeotrichia
echinulata e Oscillatoria agardhii (Codd, 1984). A estrutura de algumas
toxinas, produzidas por estas espécies, é conhecida. Estas podem ser
basicamente de 2 tipos: neurotoxinas, que quimicamente são alcalóides e
hepatotoxinas que são polipéptidos cíclicos (Carmichael, 1992). Estas
moléculas são metabolitos secundários, produzidos por estas espécies, e
podem ter efeitos nocivos noutras espécies. Por esta razão,
provavelmente, são compostos de protecção (Carmichael, 1992).
As toxinas podem também ser classificadas segundo o tipo de ensaio
que é utilizado para a sua detecção (Carmichael, 1992):
- Citotoxinas, quando são detectadas em linhas de cultura de células
de mamíferos, especialmente de células tumorais.
- Biotoxinas, quando são detectadas através de bioensaios em
pequenos animais (murganhos ou invertebrados).
As neurotoxinas actuam ao nível do sistema nervoso e têm um efeito
muito rápido, entre alguns minutos e poucas horas, provocando a morte
por bloqueamento dos músculos respiratórios e consequente paragem
respiratória (Carmichael, 1992).
As hepatotoxinas actuam de um modo mais lento, podendo a morte
surgir até alguns dias após a administração das mesmas (Carmichael,
1992). Estas toxinas provocam a morte por hemorragias hepáticas,
levando a um incremento no peso do fígado, que pode ser superior a
100% (Carmichael, 1992), atingindo, ou superando, 10% do peso
corporal. O mecanismo de acção das hepatotoxinas é ainda pouco
6
conhecido, no entanto, sabe-se que a morte, em animais intoxicados é
devida à destruição hepática maciça e hemorragias, resultando num forte
choque circulatório e na perda de funções hepáticas (Hooser et al., 1989).
Devido ao afluxo de sangue ao fígado, na altura da morte, cerca de 40%
do seu total concentra-se neste órgão (Adams et al., 1988).
Apesar da frequência com que as florescências tóxicas surgem, o
número de intoxicações humanas agudas, quando comparadas com o
número de registos das mesmas intoxicações em animais, não é muito
elevado. Isto deve-se, provavelmente, ao facto da maior selectividade que
o homem apresenta em relação ao que ingere. Os maiores problemas
surgem geralmente devido ao contacto directo com as cianobactérias,
durante a prática de desportos aquáticos em massas de água
contaminadas, ou devido a tratamento insuficiente dos reservatórios de
água para beber, com a eliminação apenas das células, permitindo que as
toxinas libertadas se mantenham na água.
As intoxicações agudas provocadas por estas cianobactérias podem
provocar vários sintomas no Homem, tais como reacções alérgicas (febre
dos fenos, asma e irritação dos olhos), gastrenterites ou hepatoenterites
com diarreia e dores (Falconer, 1989), letargia, tremores musculares e
respiração ofegante (Carmichael & Schwartz, 1984, Beasley et al., 1989),
enfraquecimento, anorexia, palidez das membranas mucosas e
extremidades frias (Carmichael, 1992).
No Homem, que faz uma selecção mais apurada da água que ingere,
o principal problema pode surgir com doses subletais de toxinas, que
podem surgir na água de consumo. Muitas das técnicas de tratamento da
água para consumo, destruem as cianobactérias, libertando, no entanto, as
toxinas para a água. Estas, dificilmente são detectadas e resistem aos
tratamentos convencionais. Estes compostos, continuamente ingeridos em
doses subletais, não provocam intoxicações agudas letais, mas podem
actuar como promotores de tumores (Carmichael, 1992).
Uma forma de remover as toxinas da água é através da utilização de
carvão activado, juntamente com os processos usuais de purificação da
água, como, floculação, sedimentação, filtração rápida em areia e
cloragem.
Um processo de controle das florescências de cianobactérias, é a
utilização de sulfato de cobre. No entanto, este composto provoca a lise
celular e liberta as toxinas para a água, o que se torna um inconveniente
quando se quer utilizar a água para consumo pois pode causar
intoxicações, ou, em concentrações subletais, actuar como promotor de
7
tumores.
As lagoas das Braças, Vela e Mira (Fig.1), fazem parte de um
conjunto de pequenas lagoas naturais da região Centro-Litoral entre
Aveiro e a Figueira da Foz. Estas lagoas estão inseridas dentro de
importantes áreas florestais, sobretudo constituídas por pinheiros (Pinus
sp.) e acácias (Acacia sp.), e distam, em média, cerca de 6 km do mar.
Apesar de possuírem uma pequena superfície, estas zonas húmidas têm
um elevado valor ecológico, devido, sobretudo à utilização que delas é
feita, por parte das populações, quer humanas, quer de aves que aí
nidificam ou que por aí passam nas suas rotas migratórias.
A sua utilização pelas populações humanas, é sobretudo para lazer,
nomeadamente para natação, pesca desportiva, durante a Primavera e
Verão, e desportos náuticos, sem motor. A água é também utilizada para
rega e além disso, na lagoa das Braças existe uma captação de água para
consumo e na lagoa da Vela é praticada uma actividade piscatória
considerável. Nesta lagoa, as espécies mais frequentemente capturadas são
a carpa (Cyprinus carpio), o achigã (Micropterus salmoides), o escalo
(Leuciscus cephalus) e a enguia (Anguilla anguilla).
Estas lagoas, apesar de possuírem um caracter permanente, podem
sofrer grandes variações do nível da água. A lagoa das Braças perdeu
mesmo toda a sua água no Verão de 92, estando a ser feito um plano
para a sua recuperação.
A área envolvente, além da zona florestal, possui também algumas
zonas agrícolas e agregados populacionais, dos quais resulta alguma
pressão sobre as lagoas (esgotos domésticos, lazer, pesca desportiva ou
profissional). Esta pressão varia bastante entre as lagoas, sendo a lagoa de
Mira a que sofre um maior impacto, seguida da lagoa de Vela e da das
Braças.
A lagoa das Braças é a que se encontra mais a sul (fig.1 e fig.2a), do
sistema de lagoas de Quiaios e Mira. É alimentada por linhas de água de
pequena extensão e o excesso é escoado, para o mar ou para a lagoa da
Vela, pela vala da Lavadia. O terreno envolvente é dominado por
pinheiros (Pinus sp.), e encontra-se relativamente isolada das populações.
Devido a este facto, é uma lagoa frequentemente procurada, para repouso,
por algumas espécies de aves aquáticas, especialmente no Inverno.
Algumas espécies, no entanto, como o galeirão (Fulica atra), e o pato real
(Anas platyrhynchus), podem ser encontradas no Verão, em elevadas
densidades (Vasconcelos, 1990).
8
Lagoa de Mira
Lagoa da Vela
Lagoa das Braças
km
Fig. 1 - Localização das lagoas das Braças, Vela e Mira no
território português.
9
AVEIRO
N
Vala da lavadia
Vala da Veia
FIGUEIRA DA
FOZ
Fig. 2a- esquema da localização das lagoas das Braças e Vela.
Praia
de mira
Vala para a Ria de
Aveiro
AVEIRO
Lagoa
de mira
N
MIRA
COIMBRA
Valas abastecedoras da
lagoa de de mira
Fig.
2aEsquema
da
localização da lagoa de Mira.
FIGUEIRA
DA FOZ
FIGUEIRA DA
FOZ
10
0
10km
A lagoa da Vela, que se encontra numa posição intermédia entre as
Braças e Mira (mas mais próximo das Braças - fig.1 e fig.2a), é também
alimentada por pequenas linhas de água, uma delas com origem na vala da
Lavadia, e, sobretudo, pela vala da Veia, com origem nos arrozais do Vale
do Mondego. O excesso de água é escoado, através de uma vala, para a
lagoa de Salgueira, situada mais a norte. Esta lagoa, é rodeada por um dos
lados (lado este), por terrenos agrícolas e algumas povoações (Bom
Sucesso, Castanheira, Lomba do Poço Frio e Pedros). Pelo lado oeste, é
ladeada por uma mata densa de pinheiros e acácias. Também nesta lagoa
podemos encontrar patos reais e galeirões em densidades relativamente
elevadas (Vasconcelos, 1990).
A lagoa de Mira, a mais a norte do conjunto (fig.1 e fig. 2b), é
alimentada por pequenas linhas de água e descarrega o excesso de água
na ria de Aveiro, através de uma vala. Esta lagoa é rodeada por terrenos
agrícolas, em quase toda a sua periferia. Excepção para uma pequena
porção da zona sul, onde existe um canavial e no lado oeste, onde existe
uma estância turística. As populações de aves aquáticas que se podem
encontrar nesta lagoa, tal como nas anteriores, são constituídas por patos
reais, galeirões e também por alguns mergulhões-de-crista (Podiceps
cristatus). Das três lagoas é a mais profunda, podendo atingir os 3m de
profundidade.
Um conjunto de factores, como a pressão humana (esgotos
domésticos, nutrientes resultantes da fertilização dos terrenos agrícolas
adjacentes, quer nas lagoas quer nas linhas de água que as alimentam e
também grandes quantidades de engodo que são lançadas à água na pesca
desportiva), elevada densidade de animais, sobretudo durante o Inverno,
assim como um enriquecimento natural em nutrientes, tem levado à sua
progressiva eutrofização. Um sinal evidente deste fenómeno é a exagerada
produção de organismos fitoplanctónicos, que leva ao aparecimento de
florescências, especialmente de cianobactérias.
11
MATERIAL E MÉTODOS.
1-Colheita de estirpes
Durante 14 meses, juntamente com o estudo da dinâmica populacional
do fitoplancton, estudou-se a variação da incidência de estirpes tóxicas e
não tóxicas em três pontos de cada uma das lagoas das Braças, Vela e
Mira (fig.1). As amostragens foram feitas mensalmente, entre Janeiro de
1992 e Fevereiro de 1993, com as seguintes datas de realização:
16 de Janeiro de 1992
11 de Fevereiro de 1992
10 de Março de 1992
8 de Abril de 1992
1992
6 de Maio de 1992
11 de Junho de 1992
10 de Julho de 1992
20 de Agosto de 1992
3 de Setembro de 1992
7 de Outubro de 1992
11 de Novembro de
10 de Dezembro de 1992
22 de Janeiro de 1993
12 de Fevereiro de 1993
As amostras foram colhidas com uma rede de plancton com malha de
55µm. Em cada ponto faziam-se vários arrastos horizontais, logo abaixo
da superfície, de modo a obter uma concentração de plancton suficiente
para que estivessem representadas o maior número de espécies possível.
As amostras foram colocadas em frascos de plástico, transportadas em
malas térmicas e analisadas nas 24 horas seguintes, no laboratório. Neste,
procedeu-se à identificação das cianobactérias presentes para posterior
isolamento. A cada uma das estirpes detectada era atribuído um código,
constituído por uma sigla -IZANCYA-, comum a todas as amostras, e um
número, que diferencia as diferentes lagoas, estações e datas de colheita da
amostra. Eventualmente, pode surgir um índice, associado ao número,
que distingue diferentes espécies de uma mesma amostra.
12
2-Isolamento e cultura de estirpes
As colónias das espécies que interessavam eram colocadas em meio
Z 8 (Kotai, 1972), em tubos de ensaio com rolha, e colocados a crescer sob
iluminação de luz branca fluorescente. Após uma semana de crescimento,
retiravam-se algumas colónias para meio Z 8 sólido (meio Z8 + 0,75% de
Agar), em placas de Petri. Estas foram espalhadas em ziguezague, com o
auxílio de ansas de metal esterilizadas ao rubro. Através de repicagens
sucessivas procurou isolar-se as cianobactérias, até se conseguir placas
com culturas monoespecíficas. A identificação das espécies de
cianobactérias foi feita com base em Hüber-Pestalozzi (1975).
Após a obtenção de placas com culturas monoespecíficas, guardou-se
a estirpe em stock, em meio Z 8 líquido (matrazes de 50 ml) e sólido
(tubos com rolha).
Com o fim de obter biomassa suficiente para realizar ensaios de
toxicidade, fizeram-se culturas em grande volume, em balões de 6 l, com
4 litros de meio Z 8. Inicialmente colocaram-se algumas colónias em
matrazes de 100ml, que cresciam durante aproximadamente uma semana,
com agitação diária. No final deste período eram transferidas para
matrazes de 1 litro, com agitação contínua por meio de fluxo de ar. Estes
mantinham-se em crescimento durante aproximadamente uma semana,
até atingir uma concentração adequada, passando-se então toda a cultura
para os balões de 6 litros. A cultura crescia então durante um mês,
aproximadamente, no final do qual se obtinha uma concentração razoável
para retirar o material necessário aos bioensaios, que se iriam realizar
posteriormente.
O material celular era então concentrado, por sedimentação ou
flutuação, após algumas horas de repouso em funis de decantação. Este
tempo de repouso variava consideravelmente de estirpe para estirpe,
desde uma ou duas horas até mais de 24 horas. O material concentrado
era então congelado, a -80oC, e posteriormente liofilizado.
3-Bioensaios de toxicidade.
As suspensões para realizar os bioensaios foram feitas com o material
liofilizado em água destilada, de modo a aplicar uma dose inicial da
13
ordem dos 500 mg de peso seco de cianobactéria por kg de murganho,
ou seja, aproximadamente, de 5 mg/ml.
Os bioensaios foram efectuados com murganhos da estirpe CharlesRiver (I. Gulbenkian de Ciência, Oeiras), com pesos entre 14 e 45g. A
solução foi aplicada por injecção intraperitoneal -ip.- nunca excedendo o
volume de 1ml, em dois animais por dose. Sempre que o volume de
injecção era demasiadamente pequeno era feita uma diluição de modo a
obter um maior volume e assim diminuir o erro cometido. Considerou-se
que o intervalo de tempo até 3 horas, após a injecção i.p., era o que dava
maior confiança de que a morte era causada pelas toxinas.
Determinou-se a dose letal para 50% dos animais injectados -DL50-,
através de doses sucessivamente mais apertadas, de modo a obter um
valor aproximado, por exemplo, iniciava-se com uma dose na ordem dos
500mg/kg, para determinar a toxicidade e de seguida aplicavam-se doses
de 200, 100 e 50mg/kg. Se o animal morria para doses de 100 e
sobrevivia para doses de 50, então de seguida aplicavam-se doses de 60,
70 e 80mg/kg. Em algumas estirpes ficou-se por um intervalo de 10 ou 15
unidades, mas nas que se chegou ao valor aproximado, fizeram-se ainda
intervalos mais apertados. Neste caso, se tivessem sobrevivido os animais
injectados com dose de 80mg/kg, aplicar-se-ia as doses de 85, 90 e
95mg/kg. Nos casos em que se optou apenas pela determinação dos
intervalos onde a DL50 se encontraria, isto aconteceu pelo facto de o
intervalo ser relativamente pequeno, e a obtenção de um valor exacto não
justificar o sacrifício de mais animais.
Após a morte dos murganhos, estes eram autopsiados, e o peso do
fígado era registado, de forma a obter uma maior confiança em relação à
causa de morte dos animais.
Também se efectuou a determinação do diâmetro médio das estirpes
de M. aeruginosa, tóxicas e não tóxicas, que foram testadas. Das outras
espécies não foram determinadas devido ás dificuldades, inerentes à sua
forma e tamanho, e não ter muito significado para os objectivos do
trabalho, que seria a comparação com as estirpes tóxicas. A determinação
do diâmetro médio fez-se ao microscópio óptico, utilizando-se uma ocular
micrométrica e, pelo menos, 10 leituras para cada estirpe.
Com os valores obtidos, fizeram-se gráficos comparativos entre
diâmetros e desvios padrão, diâmetros das espécies tóxicas e DL50,
diâmetros das estirpes tóxicas e não tóxicas.
14
Os pesos do fígado, em percentagem do peso total do corpo, assim
como o tempo de sobrevivência dos murganhos, foram analisados em
termos de frequência em que ocorreram. Para os pesos do fígado, fez-se
um histograma, utilizando intervalos de percentagens de 0,5%. Para os
tempos de sobrevivência, utilizaram-se intervalos de 15min. Estes dois
parâmetros foram também comparados entre si, sendo apresentado um
diagrama de dispersão.
Em algumas situações recorreu-se a testes estatísticos para comprovar
a significância dos dados observáveis nos gráficos. Os testes utilizados
foram os seguintes:
-Coeficiente de correlação
-Teste t-student
15
RESULTADOS E DISCUSSÃO
Durante os 14 meses em que decorreu o estudo, entre Janeiro de
1992 e Fevereiro de 1993, recolheram-se 103 amostras, das quais se
isolaram 63 estirpes. Destas, cerca de 12 ainda se encontram em fase de
isolamento, pois a sua purificação tem-se revelado bastante difícil. Durante
este período encontraram-se várias espécies, das quais se conseguiram
manter quatro (Microcystis aeruginosa, Oscillatoria sp., Synechococus
sp. e Phormidium sp.).
Pela análise da figura 3, verifica-se que a espécie mais frequente
é M. aeruginosa , o que está de acordo com outros autores que referem
que esta espécie é a mais abundante nas massas de água, quer em
Portugal (Vasconcelos, 1994), quer noutros países (Carmichael, 1992;
Watanabe et al., 1986; Nakano et al., 1989). Synechococus e
Oscillatoria, surgem também com percentagens consideráveis, apesar de
bastante baixas em relação à de M. aeruginosa. Outras espécies surgiram
durante as análises das amostras, como Anabaena flos-aquae e M.
viridis. No entanto, estas perderam-se devido ao facto de se terem
mostrado difíceis de isolar e manter em cultura, e como surgiram com
pouca frequência, não foi possível isolar nenhuma.
As amostragens na lagoa das Braças, só foram realizadas entre
Janeiro e Julho de 1992, como se pode ver na figura 4. Isto deve-se ao
facto desta lagoa ter ficado sem água, tornando impossível a amostragem.
Em Julho de 1992 , apenas se fez amostragem na estação de Braças 1,
pois nas estações 2 e 3 já não havia água. Em Agosto já não foi feita
amostragem nesta lagoa.
Pela análise das figuras 4, 5, e 6, pode-se verificar que as lagoas
apresentam dois tipos de comportamento, em termos de diversidade
específica, durante o período em estudo. Assim, podemos verificar que,
entre Janeiro e Julho de 1992, se observa uma dominância nítida da M.
aeruginosa. Esse facto é menos evidente na lagoa de Mira, devido,
provavelmente, ao menor número de estirpes isoladas. No entanto, em
relação às outras duas lagoas, e ainda mais nas Braças, podemos observar
séries contínuas desta espécie, ao longo do tempo. Por exemplo, nas
Braças 2, entre Janeiro e Junho de 1992 (em todas as amostragens
efectuadas nessa estação - fig. 4), e nas Braças 3 entre Janeiro e Junho de
1992 houve apenas uma interrupção, no mês de Fevereiro, por
Synechococcus. Na Vela, podemos encontrar uma série contínua entre
16
Gráfico 1- Percentagem de espécies isoladas a partir de
amostragens das lagoas das Braças, Vela e Mira, entre Janeiro
de 1992 e Fevereiro de 1993
4,76% 1,59%
M.A.
Ma - isoladas
15,87%
Ma
- em isolamento
M. A.
O. isoladas
4,76%
53,97%
O. em isolamento
S. isoladas
7,94%
S.em isolamento
11,11%
Ph. isoladas
Fig 3-Diagrama da distribuição das espécies encontradas ao longo dos 7 meses
de amostragem, nas Braças (Ma- Microcystis aeruginosa, S-Synechococus,
O-Oscillatória, Ph- Phormidium, *- Espécies em isolamento, +- Espécies não
testadas, t-Espécies tóxicas)
Ma
S+
Ma
Ma
O
Jan.92 Fev.92 Mar.92 Abr.92 Mai.92 Jun.92 Jul.92
Braças 1
Ma t
Ma
Ma
Mat
Ma
Ma
Jan.92 Fev.92 Mar.92 Abr.92 Mai.92 Jun.92 Jul.92
Braças 2
Ma t S
Ma
Ma
Ma
Ma
Jan.92 Fev.92 Mar.92 Abr.92 Mai.92 Jun.92 Jul.92
Braças 3
17
Fig 5-Diagrama da distribuição das espécies isoladas ao longo dos 14 meses de
amostragem, na lagoa de Mira ( Ma- Microcystis aeruginosa, S-Synechococus,
O-Oscillatória, Ph- Phormidium, *- Espécies em isolamento, +- Espécies não
testadas, t-Espécies tóxicas)
Ma t
Ma
S*
O
S
S*
Ma*
Jan.92 Fev.92 Mar.92 Abr.92 Mai.92 Jun.92 Jul.92 Ago.92 Set.92 Out.92 Nov. 92 Dez.92 Jan.93 Fev.93
Mira 1
Ma
Ma
Mat
S
S
O+
S
O*
Ma*
Jan.92 Fev.92 Mar.92 Abr.92 Mai.92 Jun.92 Jul.92 Ago.92 Set.92 Out.92 Nov. 92 Dez.92 Jan.93 Fev.93
Mira 2
Ma*
Ma* S
S
Ma
O
Ma*
Ma*
S
Jan.92 Fev.92 Mar.92 Abr.92 Mai.92 Jun.92 Jul.92 Ago.92 Set.92 Out.92 Nov. 92 Dez.92 Jan.93 Fev.93
Mira 3
Fig 6-Diagrama da distribuição das espécies isoladas ao longo dos 14 meses de
amostragem, na lagoa da vela ( Ma- Microcystis aeruginosa, S-Synechococus,
O-Oscillatória, Ph- Phormidium, *- Espécies em isolamento, +- Espécies não
testadas, t-Espécies tóxicas).
Mat
Mat
Mat
Ma+
S*
Ph+
Jan.92 Fev.92 Mar.92 Abr.92 Mai.92 Jun.92 Jul.92 Ago.92 Set.92 Out.92 Nov. 92 Dez.92 Jan.93 Fev.93
Vela 1
Mat Ma
Mat
O
O*
Jan.92 Fev.92 Mar.92 Abr.92 Mai.92 Jun.92 Jul.92 Ago.92 Set.92 Out.92 Nov. 92 Dez.92 Jan.93 Fev.93
Vela 2
Mat
Mat
Mat
Mat
Ma*
S
O*
Ma
Ma
Mat
Jan.92 Fev.92 Mar.92 Abr.92 Mai.92 Jun.92 Jul.92 Ago.92 Set.92 Out.92 Nov. 92 Dez.92 Jan.93 Fev.93
Vela 3
Março e Julho de 1992, com 5 registos consecutivos de M. aeruginosa.
Nesta lagoa, no entanto, a dominância não é tão evidente como nas
Braças, apesar de ser mais que em Mira. Entre Agosto de 1992 e
Fevereiro de 1993 este comportamento altera-se significativamente, quer
18
na lagoa de Vela, quer mesmo em Mira, apesar de nesta a homogeneidade
de M. aeruginosa, nunca ter sido tão importante. Pode haver duas
hipóteses para a justificação desta heterogeneidade mensal da distribuição
da M. aeruginosa, que surge em Agosto de 1992. Primeiro, porque nestes
meses pode existir em pequenas quantidades tornando-se difícil a sua
detecção e isolamento. Por outro lado, como a eficiência de isolamento
das espécies identificadas não é de 100%, o não aparecimento de M.
aeruginosa nestes meses, pode ser devido ao facto da estirpe se ter
perdido por dificuldades no isolamento (Nakano et al., 1989). Um
exemplo deste facto é relativo à amostragem de Janeiro de 1993. Quando
se fizeram as identificações das espécies das amostras, surgiram colónias
de M. aeruginosa que pareciam facilmente isoláveis. Estas foram
colocadas nos tubos de ensaio com Z8, e, passada uma semana, quando se
ia fazer a sementeira em placas de Petri, existiam muitas outras
microalgas, mas M. aeruginosa tinha desaparecido. Disto, resultou que
das 6 amostras obtidas nesta amostragem, apenas na estação de Mira 3, se
conseguiu uma cianobactéria, neste caso, M. aeruginosa. Em termos de
toxicidade, esta “não dominância”, de M. aeruginosa, reflecte-se no facto
de só uma estirpe ser tóxica, ao longo de todo este período.
De todas as espécies isoladas, unicamente M. aeruginosa apresenta
estirpes tóxicas. Em relação a Oscillatoria, existem dados sobre a
ocorrência de estirpes tóxicas (Berg et al., 1986). Quanto a
Synechococcus, os registos de espécies tóxicas são ainda escassos, não
podendo unicamente com estes resultados tirar conclusões acerca da
incidência de toxicidade nesta espécie. O que se verifica, e neste caso
também em relação a Oscillatoria, é que, durante o período de
amostragem, não surgiu qualquer estirpe tóxica, destas cianobactérias.
M. aeruginosa foi pois a única espécie que apresentou estirpes tóxicas, ao
longo dos 14 meses de amostragem, nas 3 lagoas. Em termos totais
(fig.7), verifica-se que cerca de 32,6% das estirpes encontradas são tóxicas,
o que corresponde a um pouco menos de metade das estirpes, desta
cianobactéria, que foram purificadas e testadas.
A frequência de estirpes tóxicas variou também entre as lagoas. Assim,
verifica-se que a lagoa da Vela apresenta uma maior proporção de estirpes
tóxicas (fig.8), cerca de 76,9%, enquanto que na lagoa de Mira e Braças,
apenas 33,3% e 21,4%, respectivamente, das estirpes são tóxicas.
Nesta última, Braças, a grande dominância de M. aeruginosa não se
traduz numa elevada percentagem de estirpes tóxicas, ao contrário do que
19
Fig. 7- Percentagem de estirpes tóxicas e não tóxicas
isoladas a partir das lagoas das Braças, Vela e Mira,
entre Janeiro de 1992 e Fevereiro de 1993
Ma
M.A.tóxica
tóxica
19,57%
32,61%
0,00%
Ma
M. A.
não
não
tóxica
tóxica
O
O. tóxica
tóxica
8,70%
O
O.não
nãotóxica
tóxica
0,00%
SS.tóxica
tóxica
SS.não
nãotóxica
tóxica
39,13%
Fig. 8- Proporção de estirpes tóxicas e não tóxicas nas
três lagoas entre Janeiro de 1992 e Fevereiro de 1993.
100%
80%
60%
Não tóxica
40%
Tóxica
20%
0%
BRAÇAS
MIRA
VELA
acontece na lagoa da Vela. Na lagoa de Mira a percentagem de estirpes
tóxicas também é relativamente baixa, mas a dominância desta espécie
também não tão evidente como nas outras duas lagoas. De qualquer
20
forma, com excepção da lagoa das Braças, verifica-se uma associação
entre o período de maior frequência de M. aeruginosa ao aparecimento
de estirpes tóxicas. Após Julho de 1992, a única estirpe tóxica que aparece
é em Fevereiro de 1993 (fig.6). Nas Braças, como não há resultados após
o mês de Julho, não se pode fazer esta associação. Portanto, entre Agosto
e Dezembro de 1992, não só esta espécie perde a dominância, como
também a toxicidade desaparece. O aparecimento desta estirpe tóxica,
Fevereiro de 1993, pode levantar a hipótese que este fenómeno é
periódico e sazonal. Com a determinação da toxicidade de mais algumas
estirpes que falta isolar, poderíamos confirmar melhor esta hipótese. De
qualquer forma, só um estudo mais longo poderia apoiar esta hipótese.
Uma outra característica que se pode observar, menos evidente nas
lagoas das Braças e Mira devido ao pequeno número de estirpes tóxicas, é
a forma de variação da DL50 (Fig. 9, 10 e 11). Este valor, que varia entre
10 e 120mg/kg, representa apenas a toxicidade potencial, uma vez que as
cianobactérias cresceram em condições laboratoriais optimizadas, para se
obter uma maior produção de toxinas. Em relação à lagoa das Braças,
pode-se verificar que há um aumento do valor da DL50 (diminuindo a
toxicidade potencial), de Janeiro para Julho. Isto é mais evidente na lagoa
da Vela (Fig.11), estação Vela 3, em que o valor vai subindo
sucessivamente de 55-70 para 90 e depois para 120, durante os meses de
Março, Abril e Maio de 1992, respectivamente. Apesar da quebra que
surge em Junho de 1992, nesta estação, este facto parece ser apoiado
pelo que acontece nas outras duas estações desta lagoa e pelo que
acontece nas outras lagoas, apesar de o número de estirpes ser menor.
Além disso, o aparecimento da estirpe tóxica em Fevereiro de 1993, nesta
mesma estação, e com uma toxicidade da ordem dos 10mg/kg, para a
DL50, parece também apoiar esta hipótese. Portanto, teremos uma
diminuição progressiva da toxicidade de Janeiro a Julho, até desaparecer
completamente, entre os meses de Agosto e Dezembro de 1992.
Considerando que este facto não é devido a um simples acaso, no entanto
seria necessário um estudo mais
prolongado para confirmação, pode-se admitir duas justificações para a
sua ocorrência:
-Estirpes tóxicas e não tóxicas têm necessidades fisiológicas
diferentes, surgindo em épocas diferentes, com condições ambientais
diferentes.
-As condições de crescimento durante o Inverno são adversas, tendo
por isso um crescimento menor, recorrendo a substâncias tóxicas para
21
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
Jan-92
Fev-92
Mar-92
Abr-92
Mai-92
Jun-92
Jul-92
mês
Braças 1
Braças 2
Braças 3
Fig.
9- DL5 -DL50
das estirpes
tóxicas
de
Microcystis
Gráfico
50 (mg/kg)
das estirpes
tóxicas,
referentes
ás
3
aeruginosa estações
, nas trêsdaestações
lagoa dedaMira
lagoa de Mira.
40
35
30
25
20
15
10
5
0
Mira 1
Mira 2
mês
22
Fev-93
Jan-93
Dez-92
Nov-92
Out-92
Set-92
Ago-92
Jul-92
Jun-92
Mai-92
Abr-92
Mar-92
Fev-92
Mira 3
Jan-92
mg/Kg
mg/Kg
Fig.
9- DL 4 50
(mg/kg)
estirpes
tóxicas
de
Microcystis
Gráfico
- DL50
das das
estirpes
tóxicas,
referentes
ás 3
aeruginosa ,estações
nas trêsda
estações
lagoa das
da lagoa
Braças.
das Braças.
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Fev-93
Jan-93
Dez-92
Nov-92
Out-92
Set-92
Ago-92
mês
20
18
16
14
12
10
8
6
4
2
0
Intervalo onde se
encontra o DL50
50 da
estirpe
DL50
Jan-92
Fev-92
Mar-92
Abr-92
Mai-92
Jun-92
Jul-92
Ago-92
Set-92
Out-92
Nov-92
Dez-92
Jan-93
Fev-93
mg/Kg
Vela 1
Jul-92
Jun-92
Mai-92
Abr-92
Mar-92
Fev-92
DL50
Jan-92
mg/Kg
Fig.
9- DL
das estirpes
de ás Microcystis
Gráfico
5- DL50
50 (mg/kg)
das estirpes
tóxicas,tóxicas
referentes
3 aeruginosa
estações da ,lagoa
nas três
da Vela.
estações
6A-Estação
da lagoa da
1 (Vela
Vela 1);
(Vela 1,
Vela
2, Estação
Vela 3). 3 (Vela 3).
6B- Estação 2 (Vela 2);
6C-
mês
Vela 2
23
140
120
100
80
60
40
20
0
Intervalo onde se
encontra o DL50
50 da
espécie.
DL50
50
Jan-92
Fev-92
Mar-92
Abr-92
Mai-92
Jun-92
Jul-92
Ago-92
Set-92
Out-92
Nov-92
Dez-92
Jan-93
Fev-93
mg/kg
Fig 11-Continuação
mês
Vela 3
24
sobreviver aos seus consumidores. No Verão, em condições melhores,
crescem mais rapidamente, e baseiam a sua estratégia de sobrevivência
neste crescimento, evitando gastar energia na formação de metabolitos
secundários.
Um outro parâmetro que foi estudado, para as estirpes de M.
aeruginosa, foi o seu diâmetro médio (fig. 12, 13, 14 e 15).
O diâmetro celular médio das estirpes tóxicas (fig.12), encontra-se
entre 4,6 e 7,1 µm, apresentando um desvio padrão de 0,78, que no
entanto é inferior ao desvio padrão que ocorre em clones de algumas
estirpes. O que significa que a variabilidade pode ser maior dentro das
estirpes do que entre elas. A análise correlação, entre os diâmetros médios
e os seus desvios padrão, resultou da quase nula, com uma confiança de
95%. O resultado da análise foi:
r=0,0152
para n=14
com 95% de confiança
r< 0,567,
o que significa que a correlação não é significativamente diferente de zero.
Portanto, a variabilidade de cada estirpe é independente do seu diâmetro.
r=1,36.10-3
para n=12
com 95% de confiança
r<0,59
o que significa que a correlação não é significativamente diferente de zero.
Portanto, o valor da DL50 de cada estirpe é independente do seu diâmetro
médio.
Nas estirpes não tóxicas, encontra-se um comportamento semelhante.
Não se encontra correlação entre o diâmetro médio e sua variabilidade.
Isto pode-se verificar facilmente pela análise da fig.14, e pelo coeficiente de
correlação:
r=0,01776
para n=16
com 95% de confiança
r<0,49
o que significa que a variabilidade das estirpes é independente do seu
diâmetro médio.
Um resultado mais significativo, resultou da comparação entre os
diâmetros médios das estirpes tóxicas e não tóxicas (fig.15). Pela análise
do gráfico, verifica-se que há uma tendência para o tamanho médio das
estirpes tóxicas ser maior. Para confirmar esta hipótese realizou-se um t
25
8
7
6
5
4
3
2
1
0
Sd do diâmetro
médio
Diâmetro celular
médio
Jan. 92
Jan. 92
Jan. 92
Fev.92
FeV.92
Mar.92
Abr.92
Abr.92
Mai.92
Mai.92
Jun.92
Jun.92
Jun.92
Jul.92
Fev.93
D (µm)
Fig.
Diâmetro
celular
médio
(µm),
das
estirpes
Fig.
12-12Diâmetro
celular
médio
(µm),
das
estirpes
tóxicas
Microcystis
aeruginosa
isoladas
nas três
tóxicas
dede
Microcystis
aeruginosa
isoaldas
nas três
lagoas
entre
Janeiro
de
1992
e
Fevereiro
de
1993
(Sd
lagoas entre Janeiro de 1992 e Fevereiro de 1993. desvio padrão).
Fig.1213 Toxicidade das estirpes de Microcystis
aeruginosa -DL 50
- e diâmetro médio celular (µm).
8D
µm
7 (µm)
6
5
4
3
2
1
0
DL50
50
Diâmetro celular
Jan. 92
Jan. 92
Jan. 92
Fev.92
FeV.92
Mar.92
Abr.92
Abr.92
Mai.92
Mai.92
Jun.92
Jun.92
Jun.92
Jul.92
Fev.93
mg/kg
140
DL50 120
(mg/kg) 100
80
60
40
20
0
Estirpe
Também entre o diâmetro médio de cada estirpe e seu DL50 (fig.
13), não existe correlação. A análise do gráfico da figura 13 já dá uma
ideia deste facto. Da análise estatística resultou:
26
este t- student, cujo resultado foi:
t=8,76 para 28 G.L.com 99% de confiança
t>2,79 (valor tabelado para 25 G.L.)
o que significa que existem diferenças significativas entre os dois grupos
de estirpes, diferenças estas que não são devidas ao acaso. Daqui resulta,
que as estirpes tóxicas, têm em média um diâmetro superior ao das
estirpes não tóxicas. As estirpes a que correspondem os números
referenciados em abcissas encontram-se no quadro 1 (apêndice).
A referência a algumas estirpes cujos diâmetros não foram
determinados, deve-se ao facto destas terem sido testadas e entretanto
terem morrido, não tendo
sido possível fazer a sua determinação. No entanto, como o resultado da
toxicidade já era conhecido, achou-se pertinente referenciá-las.
Dois dos efeitos das hepatotoxinas nos murganhos são o aumento do
a suspeitar à primeira vista, uma vez que quanto maior o tempo de
sobrevivência, mais tempo haveria para o sangue se concentrar neste
órgão.
O aparecimento de uma elevada percentagem de estirpes tóxicas,
algumas com valores de DL50 muito baixos, podendo chegar aos
10mg/kg, vem de encontro à importância deste tipo de trabalhos. 600 mg
duma estirpe com este DL50, pode, nestas condições, causar a morte a
uma pessoa com 60kg de peso. Este valor extremamente baixo, que é
devido às condições de cultura ideais, e por infecção i.p., refere apenas
uma toxicidade potencial. No entanto, estirpes com toxicidade desta
ordem de grandeza, são extremamente perigosas no meio natural, para
populações que tenham contacto directo com a água. Isto sem esquecer o
risco que existe para as populações que estejam em contacto com águas
contaminadas por qualquer estirpe tóxica.
Tendo em conta que as estirpes tóxicas podem surgir em alturas em
que as lagoas são utilizadas por populações humanas, quer para lazer (final
da Primavera e princípio do Verão), quer para outras actividades que aí
realizem, os riscos de ocorrerem intoxicações agudas são grandes.
Um outro problema para a saúde pública é a capacidade que algumas
toxinas possuem como promotores de tumores, em doses subletais.
Com estudos realizados recentemente, verificou-se que estes problemas
podem
ainda ser agravados, com a possibilidade de algumas
27
5
4,5
4
3,5
3
2,5
2
1,5
1
0,5
0
Set.92
Jun.92
Jun.92
Mai.92
Mai.92
Abr.92
Mar.92
Fev. 92
Sd do diâmetro
médio
Fev.92
D (µm)
Fig.14-Diâmetro
Fig.
14- Diâmetrocelular
celularmédio
médio(µm),
(µm),das
dasestirpes
estirpesnão
nãotóxicas
de Microcystis
aeruginosa
isoladas
nas
três
lagoas
entre
tóxicas de Microcystis aeruginosa
Janeiro de 1992 e fevereiro de 1993 (Sd- desvio padrão)
Diâmetro
celular médio
Estirpe
Fig. 15- Variação do diâmetro médio (µm) das estirpes
tóxicas e não tóxicas de Microcystis aeruginosa
8
7
Diâmetro
celular médio
das estirpes
tóxicas
5
4
3
2
1
Estirpes
28
17
15
13
11
9
7
5
3
0
1
D (µm)
6
Diâmetro
celular médio
das estirpes
não tóxicas
>180
165-180
150-165
135-150
120-135
105-120
90-105
75-90
60-75
45-60
30-45
15-30
16
14
12
10
8
6
4
2
0
0-15
Nº de ocorrências
Fig. 16- Tempos de sobrevivência de murganhos
injectados com doses letais de Microcystis aeruginosa.
Intervalo de tempo (minutos)
Fig.17-Percentagens de peso do fígado, relativamente
ao peso total, de murganhos injectados com doses letais
de Microcystis aeruginosa.
20
15
10
5
Intervalos de % de peso de figado
29
11,5-12
11-11,5
10,5-11
10-10,5
9,5-10
9-9,5
8,5-9
8-8,5
7,5-8
0
7-7,5
Nº de ocorrências
25
toxinas serem bioacumuláveis, ou seja, poderem passar através da cadeia
trófica, sem serem alteradas, até atingirem o homem. Erikson et al.
(1989), referem a ocorrência deste fenómeno em moluscos de água doce
(Anodonta cygnea). Como nestes lagoas é praticada a actividade
piscatória, quer como pesca desportiva (Mira), quer como pesca
profissional (Vela), não é de excluir a possibilidade da ocorrência de
problemas, devidos à bioacumulação das toxinas em peixes.
Apesar de todos estes problemas que podem provocar nas
populações humanas, é sobretudo nos animais que os principais problemas
ocorrem. Isto deve-se ao facto do Homem apresentar uma elevada
selectividade em relação à água que ingere.
O aumento da eutrofização destas lagoas levam-nos a pensar que as
possibilidades de intoxicações humanas, agudas e crónicas deverão
aumentar ao longo do tempo.
A monitorização regular da toxicidade e o controlo efectivo das
fontes de nutrientes afiguram-se como medidas necessárias e urgentes no
sentido de evitar riscos para a saúde pública.
Em apêndice, apresentam-se os registos dos bioensaios efectuados
para as estirpes testadas.
Fig. 18- Relação entre o tempo de sobrevivência dos murganhos,
injectados com doses letais de
Microcystis aeruginosa , e o aumento
do peso do fígado.
Peso do fígado (% de peso corporal)
12
11
10
9
8
7
0
50
100
150
tempo em minutos
30
200
250
CONCLUSÕES
Após a análise dos resultados, pode-se chegar a algumas conclusões:
-Microcystis aeruginosa é a espécie dominante entre Janeiro e Julho
de 1992, sobretudo nas lagoas das Braças e Vela, altura em que perde a
dominância, e as proporções das diferentes espécies passa a ser mais ou
menos equilibrada.
-Apesar de estarem descritas outras espécies de cianobactérias
potencialmente tóxicas, M. aeruginosa é a única que surge nestas três
lagoas com
estirpes tóxicas. Oscillatoria e Synechococcus não
apresentam qualquer estirpe tóxica durante o período estudado (nas
amostras testadas).
-M. aeruginosa, no entanto, apresenta unicamente estirpes tóxicas
entre Janeiro e Julho. Durante este período a sua toxicidade vai
decrescendo, acabando por deixar de existir, entre Agosto e Janeiro. As
diferentes estirpes, colhidas em cada mês, quer nas diferentes lagoas, quer
nas diferentes estações de uma lagoa ou mesmo de anos diferentes,
apresentam valores médios da DL50 relativamente semelhantes e
sucessivamente maiores à medida que se avança de Janeiro para Julho.
-Também a percentagem de estirpes tóxicas varia entre as lagoas. É
superior na lagoa da Vela (77%), seguindo-se as outras duas, Mira (33%) e
Braças (21,4%). Nas Braças, onde a dominância de M. aeruginosa é mais
acentuada, a percentagem de estirpes tóxicas é a mais baixa, ao contrário
do que acontece na Vela.
-Associado à toxicidade parece estar o diâmetro médio celular. Assim,
as espécies tóxicas apresentam, em média, um diâmetro celular superior
ao das não tóxicas. Este diâmetro, no entanto, não se reflecte numa maior
ou menor toxicidade da estirpe. O diâmetro celular médio é independente
da DL 50 da estirpe.
-Os diâmetros celulares médios são também independentes do seu
desvio padrão. Isto significa que o diâmetro celular não determina a
variabilidade, em termos de tamanho, das células da estirpe, quer nas
tóxicas quer nas não tóxicas.
31
-Uma associação que também se verificou não existir, é o aumento do
peso do fígado e o tempo de sobrevivência, em animais intoxicados com
doses letais de material liofilizado de M. aeruginosa. Assim, um maior
tempo de sobrevivência não implica necessariamente um maior aumento
do peso do fígado.
-O aparecimento de estirpes com toxicidade potencial relativamente
elevada, com alguns valores de DL50 na ordem dos 10mg/kg (o que
significa que, nestas condições, 600mg desta cianobactéria liofilizada
injectada intraperitonealmente são capazes de levar à morte um homem
com cerca de 60kg por injecção i.p.), leva à necessidade de alertar as
autoridades para este problema. Além de ser necessário a continuação
destes estudos, é indispensável tomar medidas que levem à diminuição da
eutrofização das lagoas, juntamente com planos para a sua recuperação. É
também necessário alertar as comunidades que utilizam estas zonas
húmidas, para o perigo que existe no contacto com a água.
32
AGRADECIMENTOS
Agradeço a V. Vasconcelos, quer pela oportunidade que me deu para
a realização do trabalho, quer por todo o apoio na realização do mesmo,
desde o campo até ao laboratório, bem como na revisão e leitura crítica
do manuscrito. Quero também agradecer a F. Gonçalves, M. Reis, P.
Barros, C. Moutinho e O. Matias, pela sua ajuda no campo; a T. Campos
pela sua ajuda no campo e laboratório; a P. Correia pela sua ajuda nas
culturas; a M. Vieira e P. Alves pela sua ajuda na redacção do relatório.
Este trabalho não seria realizável sem o apoio do Instituto de Zoologia
“Dr. Augusto Nobre”. Finalmente, agradeço à J.N.I.C.T., que financiou o
trabalho através do projecto PEAM/C/CNT/38/91.
33
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
ADAMS, W.H., STONE, J.P. SYLVESTER, B., STONER, R.D.
SLATKIN, D.N., TEMPEL, N.R. & SIEGELMAN, H.W., 1988.
Pathophysiology of cyanoginosin-LR: In Vivo and in Vitro studies.
Toxicology and Applied pharmacology. 96: 248-257.
*BEASLEY, V.R., COOK, W.O., DAHLEM, A.M., HOOSER, S.B.,
LOVELL, R.A. & VALENTINE, W. M.,1989. Intoxication in livestock
and water fowl. Clinical Toxicology-Veterinary Clinics of North America.
Food Animal practice. 5: 345-361
BERG, K., SKULBERG, O.M., SKULBERG, R., UNDERDAL, B.
& WILLEN, T., 1986. Observations of toxic blue-green algae
(cyanobacteria), in some Scandinavian lakes. Acta Veterinaria Scandinavia.
27: 440-452.
*CARMICHAEL, W.W. (ed.) 1981. The water environment - Algal
Toxins and Health, Plenum, N. Y.
CARMICHAEL, W.W. (1992). Cyanobacteria secondary metabolites.
A review. J. Applied Bacteriology. 72: 000CARMICHAEL, W.W. & GORHAM, P.R., 1981. The mosaic nature
of toxic blooms of cyanobacteria. In The Water Environmental: Algal
Toxins and Health. Ed CARMICHAEL, W.W. . N.Y. Plenum Press. pp
161-172
*CARMICHAEL, W.W. & SCHWARTZ, L.D., 1984. Preventing
livestock deaths from blue-green algae poisoning. Farmers Bulletin. 2275.
Washington, DC: US Dept. of Agriculture.
CODD, G.A., 1984. Toxins of a freshwater cyanobacteria.
Microbiological Sciences. 1 (2): 48-52.
CODD, G.A. & CARMICHAEL, W.W., 1981. Toxicity of a clonal
isolate of the cyanobacteria Microcystis aeruginosa from Great Britain.
FEMS Microbiology Letters. 13: 409-411.
34
DABHOLKAR, A.S. & CARMICHAEL, W.W., 1986.
Ultraestructural changes in the mouse liver induced by hepatotoxin from
the freshwater cyanobacterium Microcystis aeruginosa . Proceedings of
the 44Th, Annual Meeting of the Eletron Microscopy Society of America.
:360-361
ERIKSSON, J.E., MERILUOTO, J.A.O. & LINDHOLM, T. 1989.
Accumulation of a peptide toxin from the cyanobacterium Oscillatoria
agardhii in the freshwater mussel Anadonta cygnea. Hydrobiologia. 183:
211-216.
FALCONER, I.R. 1989. Effects on human health of some toxic
cyanobacteria (blue-green algae) in reservoirs, lakes and rivers. Toxicity
Assessment: An International Journal. 4: 175-184.
FALCONER, I.R. 1991. Tumor promotion and liver injury caused
by oral consummation of cyanobacteria. Environmental Toxicology and
Water Quality: An International Journal. 6: 177-184.
FALCONER, I.R., BERESFORD, M.A. & RUNNGAR, M.T.C.,
1983. Evidence of liver damage by toxin from a bloom of the blue-green
alga, Microcystis aerugimnosa. Med. J. Austral. 1: 511-514.
HOOSER, S.B., BEASLEY, V.R., LOVELL, R.A., &
CARMICHAEL, W.W.,1989. Toxicity of Microcystin-LR, a cyclic
heptapeptide, to Rats and Mice. Vet. Pathol. 26: 246-252.
HÜBER, J., PESTALOZZI, G., 1975. Das phytoplankton des
Sußwassers. Systematic und Biologic. 1 teil. Allgemeiner Teil Blavalgen.
Bakterien. Pilze. E. Schweizerbart´sche Verlagsbuchhandlung (Erwin
Najele). Stuttgart: 342pp.
KOTAI, J., 1972. Intructions for preparation of modified nutrient
solution Z 8 for algae. Norwegian Institute for Water Research. 5pp B 11/69. Bindern. Oslo.
NAKANO, M., NAKANO, Y., SAITO-TAKI, T., MORI, N.,
KOJIMA, M., OHTAKE, A. & SHIRAI, M. 1989. Toxicity of Microcystis
35
aeruginosa K-139 strain. Microbiol. Immunol. 33(9), 787-792
*REPAVICH, W.M., SONZOQUI, W.C., STANDRIDGE, J.H.,
WEDEPOHL, R.E. & MEISNER, L.F. 1990. Cyanobacteria (blue-green
algae), in Wiscosin waters: acute and chronic toxicity. Water Research.
24:225-231
*REYNOULDS, C.S.1980. J. Inst. Wat. Eng. Sci. 34:74-76
RICHARD, D.S., BEATTIE, K.A. & CODD, G.A.,1983. Toxicity of
cyanobacterial blooms from Scottish freshwaters. Environmental
Technology letters (4): 377-382
VASCONCELOS, V.M., 1990. A eutrofização das lagoas de Quiaios:
causas, consequências e medidas de recuperação. Actas do 1º Simpósio
Sobre Protecção e Revalorização da Faixa Costeira do Minho ao Liz: 7787
VASCONCELOS, V.M., 1994a. Toxicity of cyanobacteria in lakes of
North and Central Portugal. Ecological applications. Verh. Internt. Verein.
Limnol. 25. IV Lakes 2 Europe. Stuttgart. (em publicação)
VASCONCELOS, V.M. 1994b. Toxic Cyanobacteria (Blue-Green
Algae) in portuguese freshwater. Em publicação: Arch. Hydrobiol.
VASCONCELOS, V. M., CAMPOS, T., AMORIM, A. & SOARES,
A.M.V., 1993. Toxicidade de estirpes de cianobactérias isoladas a partir
das lagoas das Braças, Vela e Mira. Em publicação: Boletim UCA. Aveiro
VASCONCELOS, V. M., EVANS, V. R., CARMICHAEL, W.W. &
NAMIKOSHI, M. 1993. Isolation of microcistin-LR from a Microcystis
(cyanobacteria) waterbloom, collected in the drinking water reservoir for
Porto, Portugal. J. Environmental Sci. and Health. 28A (9). 2081-2094
WATANABE, Y., WATANABE, M.F. & WATANABE, M. 1986.
The distribution and relative abundance of bloom forming Microcystis
species in several eutrophic waters. Jpn. J. Limnol.47 (1): 87-93
36
*ZILBERG, B. 1986. Gastroenteritis in Salisbury European childrenA five years study. Cent. Afr. J. Med. 12:164-168.
*Referências bibliográficas não consultadas directamente.
37
APÊNDICE
Quadro 1- Correspondência entre os códigos das estirpes tóxicas
e não tóxicas de Microcystis aeruginosa
(os números da primeira
coluna são os utilizados no gráfico da figura 15).
ESTIRPES
CÓDIGO
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
TÓXICAS
MÊS
IZANCYA 45 Jan. 92
IZANCYA 46 Jan. 92
IZANCYA 47 Jan. 92
IZANCYA 50 Fev.92
IZANCYA 54 FeV.92
IZANCYA 61 Mar.92
IZANCYA 72 Abr.92
IZANCYA 74 Abr.92
IZANCYA 83 Mai.92
IZANCYA 85 Mai.92
IZANCYA 96 Jun.92
IZANCYA 99 Jun.92
IZANCYA 101 Jun.92
IZANCYA 104 Jul.92
IZANCYA 186b Fev.93
38
ESTIRPES NÃO TÓXICAS
CÓDIGO
MÊS
IZANCYA 48 Fev.92
IZANCYA 51 FeV.92
IZANCYA 53 Fev. 92
IZANCYA 57 Mar.92
IZANCYA 58 Mar.92
IZANCYA 60 Mar.92
IZANCYA 73 Abr.92
IZANCYA 80 Mai.92
IZANCYA 81 Mai.92
IZANCYA 82 Mai.92
IZANCYA 86 Mai.92
IZANCYA 87 Mai.92
IZANCYA 92 Jun.92
IZANCYA 93 Jun.92
IZANCYA 94 Jun.92
IZANCYA 108 Jul.92
IZANCYA 161a Set.92
IZANCYA 180 Jan.93
Tabelas relativas aos resultados dos ensaios de toxicidade nos murganhos.
Braças 1-Fev. 92
IZANCYA
48
A
1
2
3
CONC.
(mg/ml)
42,3
2
3
4
CONC.
(mg/ml)
50/5
50/5
2
3
4
CONC.
(mg/ml)
50/5
50/5
2
3
4
CONC.
(mg/ml)
50/3
50/3
2
3
1
2
3
CONC.
(mg/ml)
a
B
C
B
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
21,7
1
21
1
Braças 2-Mar. 92
IZANCYA
57
A
1
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
21,4
1
21,7
1
Mira 2-Fev. 92
IZANCYA
53
A
1
B
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
20,8
1
20
1
Braças 3-Fev. 92
IZANCYA
52
A
1
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
14,4
0,5
Braças 2-Fev. 92
IZANCYA
51
A
1
B
B
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
Braças
A 3-Mar. 92 B
C
IZANCYA
58
CONC.
PESO DOS
QUANT.
(mg/ml)
MURG. (g) INJECT. (ml)
a
39
D
DOSE
(mg/kg)
483
D
DOSE
(mg/kg)
481
500
D
DOSE
(mg/kg)
467
461
D
DOSE
(mg/kg)
476
488
D
DOSE
(mg/kg)
D
DOSE
(mg/kg)
Vela 2-Fev. 92
IZANCYA
60
A
1
2
3
CONC.
(mg/ml)
30/10
B
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
29,9
1
D
DOSE
(mg/kg)
355
4
Braças 3-Abr. 92
IZANCYA
73
A
1
2
3
4
CONC.
(mg/ml)
50/5
50/5
Mira 3-Abr. 92
IZANCYA 77 B
A
1
2
3
4
CONC.
(mg/ml)
50/5
50/5
2
3
4
CONC.
(mg/ml)
50/3
50/3
2
3
4
CONC.
(mg/ml)
50/3
50/3
2
3
4
CONC.
(mg/ml)
30/3
30/3
C
B
C
B
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
15,6
0,28
17,7
0,32
Braças 3-Mai. 92
IZANCYA
82
A
1
B
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
18,4
0,33
17,6
0,28
Braças 2-Mai. 92
IZANCYA
81
A
1
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
21,7
1
24,4
1
Braças 1-Mai. 92
IZANCYA
80
A
1
B
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
20
1
14,3
0,95
B
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
19,4
0,58
25,6
0,83
40
D
DOSE
(mg/kg)
500
700
D
DOSE
(mg/kg)
461
410
D
DOSE
(mg/kg)
300
300
D
DOSE
(mg/kg)
300
300
D
DOSE
(mg/kg)
400
432
Mira 1-Mai. 92
IZANCYA
86
A
1
2
3
4
CONC.
(mg/ml)
50/5
50/5
2
3
4
CONC.
(mg/ml)
50/8
50/8
A
2
3
4
CONC.
(mg/ml)
50/5
50/5
2
3
CONC.
(mg/ml)
30,3
C
B
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
17,6
1
14,2
1
Braças 2-Jun. 92
IZANCYA
93
A
1
B
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
30,3
1
25,8
1
Braças 1-Jun. 92
IZANCYA 92
1
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
17,6
1
17,3
1
Mira 2-Mai. 92
IZANCYA
87
A
1
B
B
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
18,9
1
D
DOSE
(mg/kg)
568
578
D
DOSE
(mg/kg)
206
242
D
DOSE
(mg/kg)
568
704
D
DOSE
(mg/kg)
529
4
Braças 3-Jun. 92
IZANCYA
94
A
1
2
3
CONC.
(mg/ml)
30/3
B
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
18,9
1
D
DOSE
(mg/kg)
565
4
Mira 3-Jun. 92
IZANCYA
97 B
A
1
2
3
4
CONC.
(mg/ml)
50/5
50/5
B
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
27,8
1
26,3
1
41
D
DOSE
(mg/kg)
360
374
Braças 1-Jul. 92
IZANCYA
102
A
1
2
3
4
CONC.
(mg/ml)
50/5
50/5
2
3
4
CONC.
(mg/ml)
50/5
50/5
2
3
4
CONC.
(mg/ml)
50/5
50/5
B
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
18,5
1
15,2
1
Vela 2 -Set. 92
IZANCYA
110 B
A
1
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
23,5
1
22,6
1
Mira 1-Jul. 92
IZANCYA
108
A
1
B
B
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
20,1
1
22,3
0,95
D
DOSE
(mg/kg)
426
442
D
DOSE
(mg/kg)
541
658
D
DOSE
(mg/kg)
498
448
IZANCYA 110B= YZANCYA 122
Vela 3 -Set. 92
IZANCYA
111
A
1
2
3
4
CONC.
(mg/ml)
50/5
50/5
Mira 2- Set. 92
IZANCYA
113
A
1
2
3
4
CONC.
(mg/ml)
50/5
50/5
2
3
4
CONC.
(mg/ml)
50/5
50/5
C
B
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
31
1
24,4
1
Mira 3 -Set. 92
IZANCYA
114
A
1
B
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
27,5
1
30,2
1
B
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
32,6
1
27,6
1
42
D
DOSE
(mg/kg)
363
323
D
DOSE
(mg/kg)
323
379
D
DOSE
(mg/kg)
307
362
Mira 1- Out. 92
IZANCYA 151 A
A
1
2
3
4
CONC.
(mg/ml)
50/5
50/5
Mira 2 -Out 92
IZANCYA
152
A
1
2
3
CONC.
(mg/ml)
a
B
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
18,4
1
20,5
1
B
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
D
DOSE
(mg/kg)
543
488
D
DOSE
(mg/kg)
4
Vela 3 -Dez. 92
IZANCYA 161 A
A
1
2
3
4
CONC.
(mg/ml)
50/5
50/5
2
3
4
CONC.
(mg/ml)
50/5
50/5
2
3
4
CONC.
(mg/ml)
50/5
50/5
2
3
4
CONC.
(mg/ml)
50/5
50/5
C
B
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
19,3
1
20,1
1
Vela 3 -Jan.93
IZANCYA
180
A
1
B
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
16,5
1
18,4
1
Mira 1- Nov. 92
IZANCYA
174
A
1
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
20,3
1
19,5
1
Mira 2 -Dez. 92
IZANCYA
163
A
1
B
B
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
14
1
16,5
1
43
D
DOSE
(mg/kg)
493
513
D
DOSE
(mg/kg)
606
543
D
DOSE
(mg/kg)
518
498
D
DOSE
(mg/kg)
714
606
Mira 3- Jan. 93
IZANCYA 183 B
A
1
2
3
4
CONC.
(mg/ml)
50/5
50/5
Vela 1- Jan. 92
IZANCYA
45
A
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
CONC.
(mg/ml)
50/3
50/3
50/3
50/3
50/3
50/3
50/3
50/3
50/3
50/3
50/3
50/3
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
CONC.
(mg/ml)
50/3
50/3
50/3
50/3
50/3
50/3
50/3
50/3
50/3
50/3
50/3
50/3
C
B
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
18,3
0,329
18,3
0,329
19,7
0,0355
18,7
0,0337
15,3
0,0275
18,4
0,0033
17,1
0,05
16,1
0,05
15,3
0,02
19,7
0,03
26,8
0,06
25,6
0,05
Vela 1- Jan. 92
IZANCYA
46
A
1
B
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
19,8
1
23,7
1
B
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
14,5
0,26
15
0,27
18,5
0,0333
14,8
0,0266
16,2
0,0029
13,1
0,0024
20,6
0,006
14,1
0,04
14,6
0,02
14,6
0,02
21
0,041
27,6
0,058
44
D
DOSE
(mg/kg)
505
422
D
DOSE
(mg/kg)
300
300
30
30
3
3
50
50
25
25
35
35
D
DOSE
(mg/kg)
300
300
30
30
3
3
50
50
25
25
30
30
E
F
TEMPO DE FÍGADO (%
MORTE (h)de peso do corpo)
1,09
8,7
1
10,6
1,28
8,8
>3
V
V
>3
>3
>3
>3
V
1,04
8,9
E
F
TEMPO DE FÍGADO (%
MORTE (h) de peso do corpo)
1,16
8,1
1,21
7,9
1,3
8,4
V
V
V
>3
>3
V
V
V
2,08
8,4
Braças 3- Jan. 92
IZANCYA
47
A
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
CONC.
(mg/ml)
50/3
50/3
50/3
50/3
50/3
50/3
50/3
50/3
50/3
50/3
50/3
50/3
Mira 1- Fev. 92
IZANCYA
50
A
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
CONC.
(mg/ml)
50/8
50/8
50/8
50/8
50/8
50/8
50/8
50/8
50/8
50/8
50/8
50/8
B
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
15,3
0,275
16,4
0,295
18
0,0324
15
0,027
18,1
0,0033
14,7
0,0026
15,5
0,19
20,8
0,25
14,3
0,062
16,2
0,07
21,1
0,06
25,8
0,08
B
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
28,7
1
29,5
1
27,1
0,43
26,9
0,43
24,5
0,195
25,4
0,2
30
0,096
27,8
0,089
29,4
0,188
27,1
0,13
27,1
0,13
45
D
DOSE
(mg/kg)
300
300
30
30
3
3
200
200
75
75
35
35
D
DOSE
(mg/kg)
217
211
100
100
50
50
20
20
40
40
30
30
E
F
TEMPO DE FÍGADO (%
MORTE (h)de peso do corpo)
1,08
9
0,53
7,6
v
8,8
v
v
v
1,26
9
0,47
9,7
>3
>3
V
2,09
9,1
E
F
TEMPO DE FÍGADO (%
MORTE (h) de peso do corpo)
0,44
10,3
0,42
10,9
0,47
8,1
1,14
7,8
1,01
8,4
<5
8,3
V
V
>3
V
V
Braças 3- Jan. 92
IZANCYA
54
A
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
CONC.
(mg/ml)
50/5
50/5
50/10
50/10
50/10
50/10
50/10
50/10
50/10
50/10
50/10
50/10
50/10
50/10
50/10
50/10
Vela 3 - Mar. 92
IZANCYA
61
A
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
CONC.
(mg/ml)
50/5
50/5
50/5
50/5
50/10
50/10
50/10
50/10
50/10
50/10
B
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
32,1
1
44,6
1
15,1
0,453
19,6
0,588
28,9
0,578
23,6
0,472
20,1
0,201
22,7
0,227
31,9
0,16
24,6
0,12
31,3
0,25
28,2
0,23
30,5
0,18
29,2
0,18
32,8
0,13
27,9
0,11
B
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
33,9
1
18
1
21,2
0,276
21,6
0,276
28,1
0,303
22,6
0,243
26,4
0,233
23,2
0,205
24,6
0,169
21,1
0,148
46
D
DOSE
(mg/kg)
311
224
150
150
100
100
50
50
10
10
40
40
30
30
20
20
D
DOSE
(mg/kg)
295
556
130
128
55
55
45
45
35
35
E
F
TEMPO DE FÍGADO (%
MORTE (h)de peso do corpo)
0,23
8
0,26
7,1
1,26
10,3
0,54
11,1
0,46
9,9
1,2
9,8
1,21
9,3
0,57
9,7
v
v
0,52
11,2
0,4
11,7
<5
10,4
<5
9,1
<5
10,2
<5
10,3
E
F
TEMPO DE FÍGADO (%
MORTE (h) de peso do corpo)
0,29
9,1
1,35
8,6
3,21
9,9
3,14
7,7
V
V
V
V
V
V
Braças 2- Abr. 92
IZANCYA
72
A
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
CONC.
(mg/ml)
50/3
50/3
50/3
50/3
50/3
50/3
50/3
50/3
50/3
50/3
50/10
50/10
50/10
50/10
50/10
50/10
Vela 3- Abr. 92
IZANCYA
74
A
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
CONC.
(mg/ml)
50/5
50/5
50/5
50/5
50/5
50/5
50/10
50/10
50/10
50/10
50/10
50/10
50/10
50/10
B
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
18
0,324
14,7
0,265
14,7
0,026
16,7
0,03
13,7
0,0025
19
0,0034
21,2
0,13
19,6
0,12
18,1
0,08
15,4
0,07
20,8
0,03
16,7
0,03
27,5
0,09
22,6
0,08
20,1
0,05
23,2
0,06
B
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
18,4
1
15,1
1
21,6
0,108
21,7
0,1085
19,8
0,0495
20,1
0,0503
20,7
0,621
24
0,72
25,1
0,502
27,3
0,546
29,7
0,475
20,5
0,328
27,4
0,49
31
0,56
47
D
DOSE
(mg/kg)
300
300
30
30
3
3
100
100
75
75
25
25
60
60
45
45
D
DOSE
(mg/kg)
543
662
50
50
20
20
150
150
100
100
80
80
90
90
E
F
TEMPO DE FÍGADO (%
MORTE (h)de peso do corpo)
1
8,3
1
8,6
V
V
V
V
1,03
10,4
1,05
9,4
1,44
8,6
>3
V
V
0,52
8,2
1,07
9,6
<3
1,35
8,2
E
F
TEMPO DE FÍGADO (%
MORTE (h) de peso do corpo)
2,03
9
2,25
8,8
V
V
V
V
2,4
10,9
1,33-2,43
9,3
2,53
9
1,33-2,43
9,7
V
V
<6,30
10,4
V
Vela 1- Mai. 92
IZANCYA
83
A
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
CONC.
(mg/ml)
50/8
50/8
50/8
50/8
50/8
50/8
50/8
50/8
50/8
50/8
50/8
50/8
50/8
50/8
Vela 3- Abr. 92
IZANCYA
85
A
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
19
20
CONC.
(mg/ml)
50/5
50/5
50/5
50/5
50/5
50/5
50/5
50/5
50/5
50/5
50/10
50/10
50/10
50/10
50/10
50/10
50/10
50/10
B
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
28,7
1
29,5
1
25,1
0,4
26,5
0,42
25,5
0,2
29,2
0,23
29,9
0,096
29,4
0,094
28,8
0,368
29,4
0,376
30,5
0,34
27,9
0,31
29
0,23
28,1
0,22
B
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
19
1
20,1
1
26,2
0,131
24,8
0,124
23,8
0,0595
19,1
0,0478
22,5
0,675
21,9
0,657
27,7
0,554
23
0,46
17
0,272
26,4
0,422
31,6
0,88
31,4
0,82
33,3
0,87
31,6
0,76
32,3
0,78
48
D
DOSE
(mg/kg)
228
210
100
100
50
50
20
20
80
80
70
70
50
50
D
DOSE
(mg/kg)
526
498
50
50
20
20
150
150
100
100
80
80
140
140
130
130
120
120
E
F
TEMPO DE FÍGADO (%
MORTE (h)de peso do corpo)
<2
11,4
<2
11,5
0,54
9,2
0,58
9,5
V
>3
V
V
1,06
8,8
0,49
9
0,5
8,5
0,48
8,5
V
1,15-5,50
(7,4)
E
F
TEMPO DE FÍGADO (%
MORTE (h) de peso do corpo)
1,09
8,5
1,24
9,5
V
V
V
V
3
9
2,28
9,4
V
V
V
V
<2,40
(9,4)
>3
<3
10,5
V
<3
8,6
Vela 1- Jni. 92
IZANCYA
99
A
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
CONC.
(mg/ml)
30/10
50/10
50/10
50/10
51/10
50/10
50/10
50/10
51/10
50/10
50/10
50/10
51/10
Vela 3- Jun. 92
IZANCYA
101
A
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
CONC.
(mg/ml)
30/10
30/10
30/10
30/10
30/10
30/10
30/10
30/10
30/10
30/10
30/10
30/10
30/10
B
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
27,3
1
21,2
0,21
22,3
0,23
23,5
0,12
18,7
0,094
20,3
0,041
20,4
0,041
a
a
a
a
a
a
B
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
27,6
0,85
22,2
0,22
21,6
0,22
22,3
0,11
20,8
0,1
22
0,044
21,6
0,043
22,7
0,1
26,8
0,12
24,9
0,1
20,5
0,082
28,1
0,092
20,8
0,073
49
D
DOSE
(mg/kg)
366
100
100
50
50
20
20
90
90
75
75
60
60
D
DOSE
(mg/kg)
308
100
100
50
50
20
20
45
45
40
40
35
35
E
F
TEMPO DE FÍGADO (%
MORTE (h)de peso do corpo)
0,23
8,7
3
10,1
1,4
9,9
V
V
V
V
E
F
TEMPO DE FÍGADO (%
MORTE (h) de peso do corpo)
0,59
9,1
2,23
10,4
2,3
11,4
3,15
10,2
>3
9,2
V
V
V
1,52
8,2
2,56
8
V
V
V
Vela 1- Fev. 93
IZANCYA 186 B
CONC.
(mg/ml)
50/5
50/5
50/5
50/5
50/5
50/5
50/5
50/5
50/5
50/5
50/5
50/5
50/5
50/5
50/5
50/5
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
27,3
1
16,5
1
27,8
0,834
26,8
0,804
25,1
0,502
24,5
0,49
25,8
0,413
19,5
0,312
30,5
0,37
30,5
0,37
29,4
0,24
34
0,27
29,7
0,12
30,4
0,12
29,1
0,15
29,9
0,15
Mira 3- Jun. 92
IZANCYA
96
A
1
2
3
CONC.
(mg/ml)
10/1,2
B
C
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
34,2
1
DOSE
(mg/kg)
366
606
150
150
100
100
80
80
60
60
40
40
20
20
10
10
D
DOSE
(mg/kg)
244
TEMPO DE FÍGADO (%
MORTE (h) de peso do corpo)
0,26
8,3
1,03
9,7
0,32
10,2
0,31
9,5
0,4
9
0,28
10,5
0,38
9,9
0,46-1,48
11
<6,40
11,2
<6,40
10,4
<6,40
10,8
<6,40
10,7
<6,40
10,8
<6,40
10,2
<5
7,3
V
E
F
TEMPO DE FÍGADO (%
MORTE (h) de peso do corpo)
0,36
9,2
4
Vela 2 - Jul. 92
IZANCYA 104
CONC.
(mg/ml)
10/1,2
PESO DOS
QUANT.
MURG. (g) INJECT. (ml)
36,5
1
DOSE
(mg/kg)
228
TEMPO DE FÍGADO (%
MORTE (h) de peso do corpo)
0,3
10,3
a - Estirpes testadas cujos registos dos ensaios se perderam
50
ANEXOS
ANEXO 1
Comunicação apresentada no 2º Encontro de Planctonologistas
Portugueses, que decorreu entre 2 e 4 de Dezembro de 1992 na
Universidade do Algarve (Faro).
Esta comunicação está em publicação na revista UCA, da
universidade do Algarve.
ii
ANEXO 2
Abstract da comunicação apresentada no First SETAC World
Congress, que decorreu de 28 a 31 de Março de 1993 na FIL (Lisboa).
iii
ANEXO 3
Resumo da comunicação a apresentar na 4ª Conferência Nacional
Sobre o Meio Ambiente, a decorrer entre 6 e 8 de Abril de 1994 em
Lisboa (Centro Cultural de Belém).
Comunicação escrita a ser publicada nas actas da mesma conferência.
iv