( PDF ) Comunidades de peixes e integridade biótica do córrego da água limpa na fase de pré-recuperação de matas ciliares

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UNIVERSIDADE ESTADUAL PAULISTA

INSTITUTO DE BIOCIÊNCIAS, LETRAS E CIÊNCIAS EXATAS

SÃO JOSÉ DO RIO PRETO – SP

PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM BIOLOGIA ANIMAL

CRISTIANE DE PAULA FERREIRA

BIÓLOGA

Comunidades de peixes e integridade biótica do

Córrego da Água Limpa na fase de pré-recuperação de

matas ciliares

Orientadora: Dra. Lílian Casatti

DISSERTAÇÃO APRESENTADA AO

INSTITUTO DE BIOCIÊNCIAS, LETRAS E

CIÊNCIAS EXATAS, UNIVERSIDADE

ESTADUAL PAULISTA, PARA OBTENÇÃO

DO TÍTULO DE MESTRE EM

BIOLOGIA

ANIMAL.

-2006-

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Ficha Catalográfica

Ferreira, Cristiane de Paula.

Comunidades de peixes e integridade biótica do Córrego da Água

Limpa na fase de pré-recuperação de matas ciliares / Cristiane de Paula

Ferreira. - São José de Rio Preto : [s.n.] , 2006

85 f. : il. ; 30 cm.

Orientador: Lilian Casatti

Dissertação (mestrado) – Universidade Estadual Paulista, Instituto de

Biociências, Letras e Ciências Exatas

1. Peixe de água doce - Ecologia. 2. Integridade biótica. 3.

Ecossistemas lóticos. 4. Riachos - Recuperação de áreas degradadas. 5.

Agroecossistemas. 6. Riachos do Alto Rio Paraná. 7. Mata ciliar -

Recuperação. I. Casatti, Lilian. II. Universidade Estadual Paulista,

Instituto de Biociências, Letras e Ciências Exatas. III. Título..

CDU – 574.5

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Data da defesa: 03/03/2006

Banca Examinadora

ITULARES:

ROFA. DRA. LILIAN CASATTI (ORIENTADORA) ___________________________

UNESP/São José do Rio Preto

– SP

PROF. DR. RICARDO MACEDO CORRÊA E CASTRO _________________________

USP/Ribeirão Preto

– SP

ROFA. DRA. SIRLEI TEREZINHA BENNEMANN ___________________________

UEL/Londrina

- PR

UPLENTES:

ROF. DR. FRANCISCO LANGEANI _____________________________________

UNESP/São José do Rio Preto

– SP

R. PEDRO GERHARD _______________________________________________

USP/Esalq-Piracicaba - SP

iii

OFEREÇO OS MÉRITOS DESTE TRABALHO ...

OS MEUS PAIS, JORGE E NEREIDE, QUE SEMPRE ME APOIARAM

INCONDICIONALMENTE E AO MEU IRMÃO

, LUCAS, POR EXISTIR NA MINHA VIDA.

OCÊS SERÃO, SEMPRE, MEU PORTO SEGURO.

“Todo este universo é um livro em que cada um de nós é uma frase. Nenhum de nós,

por si mesmo, faz mais que um pequeno sentido, ou uma parte de sentido. Só no

conjunto do que se diz se percebe o que cada um verdadeiramente quer dizer.”

ERNANDO PESSOA

AGRADECIMENTOS

Agradeço à minha orientadora, Lilian Casatti, por tudo que me ensinou até aqui

sobre ecologia, peixes, riachos e, especialmente, sobre a vida. Tenho certeza que ela

ainda tem muito a me oferecer. Agradeço não só a orientação dentro do laboratório e no

campo, mas toda amizade e confiança. Espero estar correspondendo à altura e poder

continuar desfrutando da sua companhia.

Agradeço também:

 à toda equipe do Laboratório de Ictiologia pelo auxílio em todas as etapas do

meu trabalho e pela amizade, especialmente Henrique, Luiz Gustavo, Filipi,

Danuza, Daniel, Juninho, Fernando, Flávio e Fabíola pelo auxílio nos

trabalhos de campo; ao Professor Doutor Francisco Langeani pelas

identificações taxonômicas (e por quase três anos de convívio mais próximo

nos quais me foi transmitido toda base do conhecimento taxonômico dos

peixes de água doce neotropicais);

 Alexandre M. Silva pela análise de uso e ocupação do solo da micro-bacia;

 Departamento de Zoologia e Botânica e Programa de Pós-Graduação em

Biologia Animal IBILCE-UNESP pelo apoio;

 IBAMA pela licença de coleta (001/2003);

 4º Batalhão da Policia Ambiental do Estado de São Paulo pelo apoio no

reconhecimento dos pontos de coleta;

 meus amigos, pela companhia, conselhos e compreensão;

 à Fundação de Amparo à Pesquisa do Estado de São Paulo (FAPESP) que

subvencionou o projeto com uma bolsa de mestrado (03/09612-7), dentro do

Programa BIOTA/FAPESP (www.biota.org.br) (01/13340-7, 02/05996-2).

CONTEÚDO

Resumo Geral ................................................................................................................. viii

Abstract ....................................................................................….…….....…................ ix

Introdução Geral ............................................................................................................ 1

Área de Estudo ............................................................................................................... 9

Referências Bibliográficas ............................................................................................. 12

Capítulo I. Influência da estrutura do hábitat sobre a ictiofauna de um riacho em micro-bacia

de pastagem no sudeste do Brasil

• Resumo .....................................................................................................................

• Abstract ....................................................................................................................

• Introdução ................................................................................................................

• Área de Estudo .........................................................................................................

• Material e Métodos ..................................................................................................

• Resultados ................................................................................................................

⇒ Características do hábitat ......................................................................................

⇒ Ictiofauna ..............................................................................................................

• Discussão .................................................................................................................

⇒ Características do hábitat .....................................................................................

⇒ Ictiofauna ..............................................................................................................

• Agradecimentos .......................................................................................................

• Referências Bibliográficas .......................................................................................

Capítulo II. Integridade biótica de um córrego na bacia do Alto Paraná avaliada através da

comunidade de peixes

• Abstract.....................................................................................................................

• Resumo....................................................................................................................

• Introdução ................................................................................................................

• Material e Métodos ..................................................................................................

⇒ Área de estudo ......................................................................................................

⇒ Coleta de peixes e análise dos conteúdos estomacais...........................................

⇒ Composição do cenário referência para cada trecho...........................................

⇒ Pontuação dos atributos ........................................................................................

• Resultados e Discussão ............................................................................................

⇒ Análise dos atributos biológicos para cada trecho ................................................

⇒ Avaliação da integridade biótica ..........................................................................

 Comparação entre diferentes protocolos de amostragem ............................ 66

 Comparação entre as estações do ano ......................................................... 66

⇒ Comentários gerais ...............................................................................................

• Agradecimentos .......................................................................................................

• Referências Bibliográficas .......................................................................................

Conclusões Gerais ........................................................................................................ 86

vii

ESUMO GERAL

O presente estudo foi desenvolvido com o objetivo de determinar a estrutura das

comunidades de peixes em quatro trechos ao longo do Córrego da Água Limpa - uma

micro-bacia foco de um plano de recuperação de matas ciliares no noroeste do Estado

de São Paulo - e, a partir desse conjunto de dados, elaborar um índice de integridade

biótica (IBI) local. Para cada trecho de 60 metros de extensão foram realizadas três

amostragens na estação seca (julho, agosto e setembro/2004) e três na chuvosa (janeiro,

fevereiro e março/2005). A análise da qualidade química da água mostrou condições

boas nos quatro trechos, enquanto que a análise da integridade física do hábitat mostrou

condições pobres para os trechos 2 e 3 e regulares para os trechos 1 e 4. Foram

coletadas 27 espécies de peixes, totalizando 1.241 indivíduos e 5,1 kg. A estrutura

quantitativa da ictiofauna demonstrou maior associação com a estrutura do hábitat do

que com a sazonalidade visto que os trechos 1 e 2 foram agrupados separadamente dos

trechos 3 e 4, independentemente do período de amostragem. De acordo com a análise

de correspondência canônica, a elevada abundância de Gymnotus carapo nos trechos 1 e

2 esteve associada principalmente com a abundância de gramíneas nas margens. O

maior volume de hábitat no trecho 3 explicou a abundância de Piabina argentea, e a

predominância de substratos rochosos no trecho 4 explicaram a abundância de

Hypostomus nigromaculatus. As comparações de atributos selecionados foram

realizadas com base em cenários referência, seguindo uma abordagem sítio-específico

em razão das particularidades de cada trecho. Houve pouca influência do esforço de

amostragem e da sazonalidade nos valores finais do IBI. De modo geral, os trechos 1 e 4

apresentaram integridade biótica regular, o trecho 2 foi considerado pobre e o trecho 3,

muito pobre; tais resultados coincidem com aspectos da qualidade física do hábitat.

viii

BSTRACT

The present study was conduced aiming to (i) determine the fish communities

structure in four stretches of the Córrego da Água Limpa - a drainage included in a

recovering plan of riparian vegetation in the northwest of the State of São Paulo - and,

using this data set, (ii) to elaborate a local index of biotic integrity (IBI). For each

stretch 60 meters long, three samplings were carried out during the dry season (July,

August and September/2004) and three in the wet season (January, February and

March/2005). Analysis of the chemical water quality showed good conditions in the

four stretches, whereas analysis of the physical habitat integrity showed poor conditions

for the stretches 2 and 3 and regular conditions for the stretches 1 and 4. Twenty-seven

fish species were collected, for a total of 1,241 individuals and 5,1 kg. The quantitative

assemblage structure demonstrated greater association with habitat structure than with

seasonality, because stretches 1 and 2 were grouped separately from stretches 3 and 4,

independently of the sampling period. Canonical correspondence analysis showed that

the higher abundance of Gymnotus carapo in stretches 1 and 2 was explained by the

abundance of riparian vegetation. The highest volume of habitat in stretch 3 explained

the abundance of Piabina argentea, and the predominance of rocky substratum in

stretch 4 explained the abundance of Hypostomus nigromaculatus. Comparisons of

selected attributes were conduced based on reference sites, following a site-specific

approach due to the particularities of each stretch. Sampling effort and seasonality had

little influence on the final values of IBI. In general, stretches 1 and 4 presented regular

biotic integrity; stretch 2 was considered poor and stretch 3, very poor; such results

agree with physical habitat quality.

NTRODUÇÃO GERAL

A exploração do noroeste paulista se iniciou no século XIX, em razão do solo

oferecer condições favoráveis para a cafeicultura, pecuária e outras culturas perenes,

transformando a região em alvo da exploração econômica. No primeiro momento da

colonização dessa região houve o desenvolvimento da pecuária pelos criadores

mineiros. Depois disso, já no final do século XIX, após passar pelo Rio de Janeiro e

pelo Vale do Paraíba em São Paulo, o café chegou à região oeste e transformou a

província de São Paulo no maior produtor nacional do gênero, contribuindo para uma

ampla transformação sócio-econômica da região (C

RUZ 2003).

Em 1890, foi criada e nomeada uma comissão para organizar um plano geral de

viação férrea e fluvial no Brasil. O objetivo era colocar em prática o plano do governo

brasileiro de dar à região mato-grossense facilidades de comunicação com outros

Estados do Brasil e viabilizar um projeto de integração nacional. Essas medidas eram

nada menos do que respostas à produção do café, que se concretizaria com a construção

da Estrada de Ferro Noroeste do Brasil (C

RUZ 2003). Diante dessas informações, é

possível concluir que a vegetação nativa não só da região noroeste como de todo interior

do Estado de São Paulo vem sendo explorada e destruída há quase 200 anos, com fins

estritamente comerciais, de tal forma que sua magnitude está refletida na intensidade

dos impactos ambientais atuais, tanto nos ecossistemas terrestres quanto nos aquáticos.

A região noroeste, assim como grande parte do Estado de São Paulo, compõe a

bacia de drenagem do Alto Rio Paraná, que ocupa uma área de aproximadamente 900

mil km

, é intensamente povoada e considerada uma das mais impactadas da América

do Sul (C

ASTRO et al. 2005). Além da importância intrínseca do uso da água para fins

de consumo humano, os cursos d´água desta bacia abrigam centenas de espécies da

fauna e da flora aquática, dentre eles os peixes, representados por pelo menos 280

espécies conhecidas (FRANCISCO LANGEANI, comunicação pessoal). Várias ações

antropogênicas ao longo de anos têm afetado estas comunidades, tais como construção

de barragens, uso descontrolado de pesticidas e fertilizantes, destruição da vegetação

ripária, assoreamentos e introdução de espécies exóticas (B

ÖLHKE et al. 1978, MENEZES

1996, CASTRO & MENEZES 1998).

Os impactos antrópicos na estrutura dos ecossistemas aquáticos atuam

diretamente sobre a integridade biótica de suas comunidades, sendo refletidos em vários

aspectos da biologia dos organismos. Visto que a integridade biológica (ou biótica) de

uma região é definida como “a capacidade de sustentação e manutenção de uma

comunidade de organismos de forma balanceada, integrada e adaptada, tendo uma

composição de espécies, diversidade e organização funcional comparáveis àquelas dos

ambientes naturais de uma região” (A

NGERMEIER & KARR 1994, ANGERMEIER 1997),

espera-se que sua avaliação envolva não só componentes físicos e químicos, mas

também os componentes biológicos de um dado ambiente. Porém, tradicionalmente os

protocolos de avaliação da qualidade de recursos aquáticos têm sido baseados

principalmente nas concentrações de agentes químicos (A

NGERMEIER & KARR 1986),

excluindo a identificação de efeitos sinergéticos ou subletais de determinados

contaminantes e os efeitos que a degradação de hábitats podem causar aos organismos

aquáticos (K

ARR 1981).

O rio São José dos Dourados é um afluente da margem esquerda do rio Paraná

na região noroeste do Estado de São Paulo, nascendo nas imediações dos municípios de

São José do Rio Preto e Mirassol. O Córrego da Água Limpa é um afluente da porção

superior do rio São José dos Dourados, nasce no município de Neves Paulista e segue

até Monte Aprazível, contribuindo para o fornecimento de água para esta cidade.

Apesar de tal importância, ao longo dos 16 km de seu curso principal, observa-se que as

margens estão seriamente erodidas e o leito apresenta vários focos de deposição de

sedimento.

Diante desse panorama pode-se dizer que em pouco tempo o impacto ambiental

sobre a diversidade da biota aquática do Córrego da Água Limpa seja de magnitude tal

que inviabilize a utilização da micro-bacia, tanto para captação de água, como para

manutenção da biota aquática, prejudicando também quaisquer medidas de preservação

e/ou recuperação ecológica. Por estas razões o Ministério Público de Monte Aprazível,

apoiado pela CATI (Coordenadoria de Assistência Técnica Integral, Secretaria de

Agricultura e Abastecimento do Estado de São Paulo) e pelo 4º Batalhão da Polícia

Ambiental do Estado de São Paulo, propôs um plano de recuperação das matas ciliares

desta micro-bacia.

O presente estudo teve o objetivo de investigar a estrutura da comunidade de

peixes de quatro trechos (Figs. 1-4) do Córrego da Água Limpa. Os dados produzidos

foram empregados no desenvolvimento de um índice de integridade biótica, passível de

ser utilizado para monitoramento de longo prazo do comportamento de tais

comunidades frente ao plano de recuperação mencionado.

O trabalho aqui apresentado está dividido em dois capítulos, sendo que o

primeiro segue a formatação da Revista Brasileira de Zoologia e o segundo está

formatado de acordo com as normas da revista Biota Neotropica:

Capítulo 1 - Influência da estrutura do hábitat sobre a ictiofauna de um riacho em

uma micro-bacia de pastagem, São Paulo, Brasil

Sabendo que apenas um levantamento ictiofaunístico de um curso d’água é

insuficiente para a realização de medidas de conservação e recuperação ambiental, o

presente estudo teve como objetivo determinar a composição e a estrutura quantitativa

da ictiofauna de um córrego localizado em área de pastagem e identificar quais

descritores do hábitat foram mais relevantes na estruturação das ictiocenoses.

Artigo aceito na Revista Brasileira de Zoologia (ISSN 0101-8175)

Capítulo 2 - Integridade biótica de um córrego na bacia do Alto Paraná avaliada

através da comunidade de peixes

O objetivo deste capítulo foi realizar uma avaliação da qualidade ecológica do

Córrego da Água Limpa, através da adaptação de um índice de integridade biótica local,

com base nas características estruturais das ictiocenoses, passível de ser utilizado para

análise em longo prazo das influências do plano de recuperação proposto, recentemente

implementado nesta área.

Artigo submetido à revista Biota Neotropica (ISSN 1676-0603)

Figura 1. Vistas gerais do Trecho 1 amostrado no Córrego da Água Limpa. Destaque para a ausência de vegetação ripária e o alto grau de erosão

das margens.

Figura 2. Vistas gerais do Trecho 2 amostrado no Córrego da Água Limpa, destacando a grande quantidade de gramíneas parcialmente

submersas junto das margens.

Figura

3. Vista geral do Trecho 3 amostrado no Córrego da Água Limpa.

Figura 4. Vistas gerais do Trecho 4 amostrado no Córrego da Água Limpa, onde existe substrato rochoso e forte correnteza.

REA DE ESTUDO

A bacia do rio São José dos Dourados e mais alguns tributários compõem a

Unidade de Gerenciamento de Recursos Hídricos São José dos Dourados (UGRHI-

SJD), composto por 41 municípios e uma área não inundada de 6.439,2 km

(IPT 2000)

(Fig. 5). Geologicamente a UGRHI - SJD é formado por rochas ígneas basálticas da

Formação Serra Geral, rochas sedimentares da Bacia Bauru e sedimentos quaternários

associados à rede de drenagem (IPT 2000).

Antes da chegada dos portugueses no Brasil, a região era coberta por Floresta

Estacional Semidecidual e Savana. Atualmente a UGRHI - SJD apresenta 22.310 ha de

vegetação natural remanescente, o que corresponde a 3,3% de sua área total (SMA/IF

2005). A vegetação remanescente está dispersa em 1.825 fragmentos, dos quais 75%

possuem até 10 ha, sendo que a vegetação predominante em quase 50% do total de

fragmentos (884) é Vegetação Secundária da Floresta Estacional Semidecidual

(SMA/IF 2005). Dentre os 41 municípios que compõem a UGRHI – SJD, o município

com maior área de vegetação natural remanescente é Monte Aprazível (1.675 ha, 3,6%

da superfície), porém com fragmentos bastante dispersos; dentre os municípios com

fragmentos de tamanho significativo, Neves Paulista se destaca com 1.312 ha (6% de

sua área total) (SMA/IF 2005).

O Córrego da Água Limpa e seus afluentes constituem a micro-bacia do Córrego

da Água Limpa, inserida na sub-bacia do Alto São José dos Dourados, ocupando uma

área total de 7.384 ha. Geomorfologicamente a micro-bacia do Córrego da Água Limpa

está inserido na Formação São José do Rio Preto, pertencente ao Grupo Bauru (IPT

2000), apresentando 100% de solo do tipo Argissolo e 60% da área caracterizada como

muito susceptível à erosão (Fig. 6) (A

LEXANDRE M. SILVA dados não publicados). Com

relação à cobertura vegetal do solo, 64% da área da micro-bacia são utilizados para

pastagem e apenas 8,5% possui vegetação natural remanescente (Fig. 7) (ALEXANDRE

M. SILVA dados não publicados). Além disso, 66% da área de preservação permanente

(APP) da micro-bacia, ou seja, 30 metros em cada margem (largura preconizada pelo

Código Florestal Brasileiro para os cursos d’água de até 10 metros de largura (B

RASIL

1989)), apresentam a cobertura vegetal natural substituída por pastagens e apenas 12%

das APPs cobertas por vegetação natural remanescente (Fig. 8) (ALEXANDRE M. SILVA

dados não publicados).

Imagem e Interpretação por: Alexandre M.da Silva – UNESP/Sorocaba

Córrego da Água Limpa

Figura 5. Mapa de uso do solo da Unidade de Gerenciamento de Recursos Hídricos - São José

dos Dourados e área de localização do Córrego da Água Limpa (sub-bacia do Alto São José dos

Dourados).

classe

% área

29.7

20.3

37.7

43.3

50.5

58.6

Classes de

susceptibilidade

Figura 6. Imagem produzida por sensoriamento remoto da micro-bacia do Córrego da Água

Limpa, indicando a susceptibilidade do solo à erosão. Os pontos no mapa se referem aos trechos

1 a 4, respectivamente de baixo para cima.

classe % área

pastagem 63.9

cult. perenes 10.6

veget. nat. rem. 8.5

cana 6.0

reflorestamento 0.1

água 0.3

cult. temporárias 0.3

solo exposto 4.0

área urbana 6.3

Figura 7. Imagem da micro-bacia do Córrego da Água Limpa, mostrando os tipos de ocupação

do solo. Os pontos no mapa se referem aos trechos 1 a 4, respectivamente de baixo para cima.

classe % área

pastagem 65.5

cult. perenes 9.2

veget. nat. rem. 12.1

cana 6.6

reflorestamento 0.1

água 1.4

cult. temporárias 0.1

solo exposto 3.7

área urbana 1.2

Figura 8. Tipos de uso do solo nas áreas de preservação permanente (30 metros) da micro-bacia

do Córrego da Água Limpa. Os pontos no mapa se referem aos trechos 1 a 4, respectivamente

de baixo para cima.

REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS

NGERMEIER, P.L. 1997. Conceptual roles of biological integrity and diversity. Pp. 49-

65 In: J. E. Williams, C. A. Wood & M. P. Dombeck (Eds.), Watershed

restoration: principles and practices. American Fisheries Society, Bethesda,

Maryland.

NGERMEIER, P.L. & J.R. KARR 1986. Applying and index of biotic integrity based on

stream-fish communities: considerations in sampling and interpretation. North

American Journal of Fisheries Management, Bethesda, 6: 418-429.

ANGERMEIER, P.L. & J.R. KARR 1994. Biological integrity versus biological diversity

as policy directives. BioScience,

Washington D.C., 44: 690-697.

BÖHLKE, J.; S.H. WEITZMANN & N.A. MENEZES. 1978. Estado atual da Sistemática de

peixes de água doce da América do Sul. Acta Amazônica, Manaus, 8(4): 657-

677.

RASIL, 1989. Lei nº 7.803, de 18 de Julho de 1989. Dispõe sobre as alterações da Lei

4.771, que instituiu o Código Florestal Brasileiro. Brasília.

CASTRO, R.M.C. & N.A. MENEZES 1998. Estudo diagnóstico da diversidade de peixes

do Estado de São Paulo. Pp. 1-13, In: R. M.C. Castro (Ed.), Biodiversidade do

Estado de São Paulo, Brasil: Síntese do conhecimento ao final do século XX, 6:

vertebrados. São Paulo, FAPESP, 71 p.

ASTRO, R.M.C.; L. CASATTI; H.F. SANTOS; R.P. VARI; A.L.A. MELO; L.S.F.

ARTINS; T.X. ABREU; R.C. BENINE; F.Z. GIBRAN; A.C. RIBEIRO; F.A.

OCKMANN; M. CARVALHO; G.Z.P. PELIÇÃO; K.M. FERREIRA; R. STOPIGLIA & A.

KAMA 2005. Structure and composition of the stream ichthyofauna of four

tributary rivers of thr upper Paraná basin, Brazil. Ichthyological Exploration of

Freshwaters, München, 16(3): 193-214.

RUZ, L.O. 2003. Os índios Kaingang de Vanuíre: relações interétnicas e

identidade. Monografia de conclusão de curso, Universidade Estadual Paulista,

Marília.

IPT (Instituto de Pesquisas Tecnológicas do estado de São Paulo) 2000. Diagnóstico da

situação atual dos Recursos Hídricos e estabelecimento de diretrizes técnicas

para a elaboração do plano da Bacia Hidrográfica do São José dos Dourados.

Relatório nº 40675. Fundo Estadual de Recursos Hídricos, São Paulo.

ARR, J.R. 1981. Assessment of biotic integrity using fish communities. Fisheries,

Bethesda, 6(6): 21-27.

MENEZES, N.A. 1996. Methods for assessing freshwater fish diversity. Pp. 289-295 In:

C. E. de M. Bicudo & N. A. Menezes (Eds.), Biodiversity in Brazil, CNPq, São

Paulo, 326 p.

SMA/IF (S

ECRETARIA DO MEIO AMBIENTE / INSTITUTO FLORESTAL). 2005. Inventário

florestal da vegetação natural do Estado de São Paulo. Imprensa Oficial do

Estado de São Paulo, São Paulo, 200 p.

CAPÍTULO I

NFLUÊNCIA DA ESTRUTURA DO HÁBITAT SOBRE A ICTIOFAUNA DE UM

RIACHO EM MICRO

-BACIA DE PASTAGEM NO SUDESTE DO BRASIL

(Artigo aceito na Revista Brasileira de Zoologia)

RESUMO

Este trabalho foi desenvolvido em quatro trechos de um riacho em área de

pastagem no noroeste do Estado de São Paulo, com o objetivo de examinar a

composição e estrutura quantitativa da ictiofauna e investigar sua relação com as

características do hábitat. Os peixes foram coletados nos três meses centrais das

estações seca e chuvosa através de uma passagem de pesca elétrica por mês. A análise

da qualidade química da água mostrou condições boas nos quatro trechos, enquanto que

a análise da integridade física do hábitat mostrou condições pobres para os trechos 2 e 3

e regulares para os trechos 1 e 4. Foram coletadas 27 espécies de peixes, totalizando

1.241 indivíduos e 5,1 kg. A estrutura quantitativa da ictiofauna demonstrou maior

associação com a estrutura do hábitat do que com a sazonalidade visto que os trechos 1

e 2 foram agrupados separadamente dos trechos 3 e 4, independentemente do período de

amostragem. De acordo com a análise de correspondência canônica, a elevada

abundância de Gymnotus carapo Linnaeus, 1758 nos trechos 1 e 2 esteve associada

principalmente com a abundância de gramíneas nas margens. O maior volume de

hábitat no trecho 3 explicou a abundância de Piabina argentea Reinhardt, 1867, e a

predominância de substratos rochosos no trecho 4 explicaram a abundância de

Hypostomus nigromaculatus (Schubart, 1964).

PALAVRAS-CHAVE. Meso-hábitats, agroecossistema, Alto Rio Paraná, assoreamento

ABSTRACT

Habitat structure and stream fishes in a pasture basin, São Paulo, Brazil

Four stream stretches (sites 1-4) in a pasture area of the northwestern São Paulo

state were studied, aiming to examine the composition and quantitative structure of the

ichthyofauna and investigate its relation with habitat features. Fishes were collected

during the three most representative months of the dry and wet seasons by one

electrofishing pass in each month. Chemical water quality analysis showed good

conditions in all sites, whereas physical habitat integrity analysis showed poor

conditions to the sites 2 and 3 and fair to the sites 1 and 4. Twenty seven fish species

were collected for a total of 1241 specimens and 5,1 kg. The quantitative structure of

the ichthyofauna revealed closer association with habitat structure than to seasonality

because sites 1 and 2 were split from sites 3 and 4, independently of the season.

According to the canonical correspondence analysis, the higher abundance of Gymnotus

carapo Linnaeus, 1758 in the sites 1 and 2 was associated to bank grass, the abundance

of Piabina argentea Reinhardt, 1867 in the site 3 was explained by the habitat volume,

and the abundance of Hypostomus nigromaculatus (Schubart, 1964) in the site 4 was

related to the rocky substrate predominance.

KEY-WORDS. Mesohabitat, agroecosystem, upper Rio Paraná, siltation

Dentre os fatores que criticamente afetam a qualidade de ambientes lóticos

(ALLAN & FLECKER 1993) para a ictiofauna, destaca-se a perda e transformação do

hábitat interno que geralmente está associada à supressão da vegetação ripária. Como

conseqüências ocorrem aumento da incidência de luz, indisponibilização de

determinados itens alimentares (p. ex., frutos, sementes e insetos alóctones) e

assoreamento dos cursos d’água (J

OLY et al. 2001). A conversão de florestas nativas em

pastagens é tida como um impacto relativamente menos perturbador ao ambiente

aquático do ponto de vista químico, uma vez que pastagens não sofrem nenhum tipo de

adubação ou aplicações de pesticidas. No entanto, com relação ao carregamento de

partículas, alguns autores (Y

ANKEY et al. 1991 apud WOHL & CARLINE 1996)

consideram que pastagens são mais prejudiciais aos ambientes aquáticos que áreas

cultivadas, pois contribuem significativamente para o assoreamento dos cursos d’água.

Acredita-se, no entanto, que isso seja real apenas para culturas perenes, mas não para

culturas anuais, nas quais o solo é revolvido constantemente e se torna facilmente

lavável pela chuva.

Em bacias hidrográficas de pequena escala é comum o registro de focos de

assoreamento e enriquecimento nutricional dos corpos d’água pela entrada de fósforo e

nitrogênio causados pela presença do gado (N

EILL et al. 2001). A modificação no

funcionamento do sistema lótico, que passa de oligotrófico para eutrófico, pode levar ao

aumento da diversidade de espécies de peixes (P. Gerhard, dados não publicados), nem

sempre indicando aumento na integridade biótica desses sistemas, visto que as espécies

que colonizam tais ambientes geralmente são aquelas mais tolerantes e oportunistas.

Embora exista uma série de estudos procurando explicar relações entre

elementos da paisagem e uso do solo com a ictiofauna em micro-bacias de regiões de

clima temperado (W

ARD 1989, ROTH et al. 1996, FITZGERALD et al. 1998 , LAMMERT &

ALLAN 1999), na região Neotropical esse tema ainda é pouco explorado. Mesmo nas

áreas relativamente mais estudadas, os elementos disponíveis para se investigar tais

correlações são insuficientes e esparsos, o que é agravado pelo fato de que cerca de 26%

da ictiofauna estimada para a região Neotropical ainda não estar descrita (R

EIS et al.

2003). Além do conhecimento taxonômico, o conhecimento da estrutura quantitativa e

as relações da ictiofauna com o ambiente também são fundamentais para subsidiar

estratégias de conservação e recuperação ambiental. No presente estudo foi determinada

a composição e a estrutura quantitativa da ictiofauna de um riacho em área de pastagem

no sudeste do Brasil e quais características do hábitat foram as mais relevantes na

estruturação das ictiocenoses.

ÁREA DE ESTUDO

O riacho estudado é o Córrego da Água Limpa, um afluente da margem

esquerda do Rio São José dos Dourados, uma das principais bacias de drenagem da

região noroeste do estado de São Paulo (Fig. 1). Dentro do seu curso de

aproximadamente 16 km até o reservatório de água que serve como fonte de

abastecimento para a cidade de Monte Aprazível, foram selecionados quatro trechos

eqüidistantes (T1 – T4), de hierarquia fluvial crescente no gradiente longitudinal. É

importante ressaltar que à jusante da cidade de Monte Aprazível está instalada uma

indústria de beneficiamento de couro, sendo o cromo um dos principais resíduos que

pode ser retido pelo solo, representando um problema ambiental crítico (S

URITA et al.

2003).

A micro-bacia estudada insere-se na Formação São José do Rio Preto,

pertencente ao Grupo Bauru (IPT 2000). Sua área total é de 7.384 ha, dos quais 64% são

utilizados para pastagem (A. M. Silva,

UNESP Sorocaba, comunicação pessoal).

Quanto à susceptibilidade à erosão (VIEIRA 1988), 59% da área da micro-bacia é

considerada muito susceptível (A. M. Silva, UNESP Sorocaba, comunicação pessoal).

O clima da região é tropical quente (N

IMER 1989), com duas estações bem definidas,

uma chuvosa e quente, de outubro a março, e outra seca e menos quente, de abril a

setembro (B

ARCHA & ARID 1971). A localização e os descritores fisiográficos de cada

trecho são apresentados na Tabela I.

MATERIAL E MÉTODOS

Para cada trecho de 60 metros de extensão foi realizada amostragem em três

viagens à campo no período seco (julho, agosto e setembro/2004) e no período chuvoso

(janeiro, fevereiro e março/2005), totalizando seis coletas. Em cada coleta foram

mensurados sete descritores físico-químicos da água em cada trecho (T1-T4): oxigênio

dissolvido, condutividade, pH, turbidez, temperatura, com equipamento eletrônico

Horiba®, modelo U-10, além do registro de odores distintos, óleo e/ou espuma na água.

Nitrato, amônia e ortofosfato foram analisados em laboratório especializado, a partir de

amostras de água coletadas no pico das estações seca e chuvosa (agosto/2004 e

fevereiro/2005).

Para a análise física e estrutural do ambiente, a extensão de cada um dos trechos

foi subdividida em seis secções transversais, nas quais cinco descritores estruturais do

hábitat foram avaliados. A correnteza foi avaliada no meio do canal em cada transecto,

com um fluxômetro mecânico General Oceanics®, modelo 2030, por 30 segundos, com

três réplicas. A profundidade foi medida em cinco pontos eqüidistantes em cada

transecto. O tipo de substrato foi avaliado em cinco pontos eqüidistantes em cada

transecto, sendo visualmente categorizado em (1) silte, (2) areia, (3) cascalho, (4)

seixos, (5) rochas, (6) laje. A abundância de vegetação marginal foi avaliada ao longo

das margens de cada transecto, sendo categorizada em (1) ausente, (2) presente, (3)

abundante.

Figura 1. Localização da área de estudo no sistema do Alto Rio Paraná e no Estado de São

Paulo, sudeste do Brasil (acima) e os trechos estudados (1 - 4) ao longo do Córrego da Água

Limpa, mostrando sua proximidade com as cidades de Neves Paulista e Monte Aprazível

(abaixo).

Tabela I. Coordenadas, altitude, ordem do trecho e descritores fisiográficos de cada trecho do

Córrego da Água Limpa.

Parâmetros Trecho 1 Trecho 2 Trecho 3 Trecho 4

20º51’08,5”S 20º50’00,3”S 20º48’50,4”S 20º48’06,0”S

Coordenadas

49º39’21,7”W 49º40’07,5”W 49º40’41,7”W 49º41’25,2”W

Altitude (m) 500 490 489 470

Ordem do trecho (escala 1:50.000) 1 2 3 4

Vegetação ripária ausente ausente

reduzida (2 m) e

alterada

ausente

Vegetação marginal em contato com a água Poaceae

Typhaceae e

Poaceae

ausente

Poaceae e

Cyperaceae

Meso-hábitats dominantes

poço, corredor e

corredeira

corredor corredor corredeira e poço

Substrato predominante areia e laje areia areia

laje, rocha e

cascalho

Troncos e galhos ausente ausente raro ausente

O volume de hábitat foi obtido através da média de todas as profundidades

multiplicada pela área de cada trecho.

Seguindo protocolo proposto por C

ASATTI et al. (no prelo), cada trecho foi

classificado em quatro categorias de integridade físico-química da água (bom, regular,

pobre e muito pobre) através do SWI (“stream water index”), e de integridade física do

hábitat através do PHI (“physical habitat index”). Cada uma das categorias propostas

indica o desvio em comparação com a condição referência para a região (C

ASATTI et al.

no prelo).

Para a coleta dos peixes, cada trecho foi bloqueado nos limites jusante e

montante e uma passagem de pesca elétrica foi realizada, de acordo com metodologia

modificada a partir de M

AZZONI et al. (2000) e CASTRO et al. (2003). Os indivíduos

capturados foram fixados em solução de formalina a 10% e após 36 horas, em média,

transferidos para solução de etanol a 70%. Espécimes testemunhos foram depositados

na coleção ictiológica (DZSJRP) do Departamento de Zoologia e Botânica,

Universidade Estadual Paulista, São José do Rio Preto, Brasil.

A riqueza de espécies foi estimada com auxílio do programa computacional

EstimateS 7 (COLWELL 2004), através do estimador ICE (Incidence-based Coverage

Estimator), que calcula o fator de correção usando a incidência das espécies raras

(aquelas encontradas em até 10 amostragens, LEE & CHAO 1994), e também através do

estimador ACE (Abundance-based Coverage Estimator), cujo fator de correção utiliza a

abundância das espécies com até 10 indivíduos nas amostras (CHAO et al. 1993).

Como forma de avaliar os dois componentes da diversidade (riqueza e

uniformidade), foram calculadas as curvas do componente dominância da diversidade,

também chamada de curva de importância de espécies (PIANKA 1988), no programa

BioDiversity Pro (MCALEECE et al. 1997). A diversidade beta, calculada como forma de

avaliar a proporção de substituição de espécies ao longo do gradiente longitudinal, foi

obtida através do coeficiente de dissimilaridade de Jaccard (MAGURRAN 1988). Os

testes estatísticos univariados foram processados utilizando o programa de computador

BioEstat 3.0 (AYRES et al. 2003).

A estruturação quantitativa da comunidade foi investigada através da análise de

escalonamento multidimensional não métrica (NMDS), uma técnica de ordenação que

pode ser aplicada a várias situações ecológicas, cujo cálculo é baseado em uma matriz

de dissimilaridade ou de similaridade (C

LARKE & WARWICK 1994). O coeficiente de

similaridade de Bray-Curtis foi aplicado para a matriz de abundância relativa de cada

espécie encontrada em cada trecho a cada amostragem, transformada em [log(x+1)] no

programa estatístico PRIMER (C

LARKE & GORLEY 2001). A NMDS calcula a

distorção, ou stress, entre a matriz de similaridade e a ordenação produzida na

representação gráfica dos eixos. No presente estudo, o valor de stress encontrado situa-

se em torno de 0,1, o que corresponde a uma boa ordenação, garantindo boa

confiabilidade na interpretação dos resultados (C

LARKE & WARWICK 1994).

A relação entre os cinco descritores físicos do hábitat e a estrutura quantitativa

da ictiofauna de cada trecho foi avaliada através da análise de correspondência

canônica (CCA), implementada no programa computacional CANOCO 4.5 (T

RAAK & SMILAUER 2002). A CCA permite representar simultaneamente a ordenação

espacial de amostras, espécies e variáveis ambientais, que mostram como o ótimo da

comunidade varia de acordo com o ambiente (TER BRAAK & SMILAUER 2002). Nesta

análise a matriz de abundância de espécies foi transformada [ln(Ay+B)], pesagem

diferencial foi atribuída para amostras mas não para espécies. A estabilidade e o

significado da CCA foram avaliados através do teste de Monte Carlo, um teste não

paramétrico que permite a validação da variância encontrada frente à variância

simulada em 5999 permutações.

RESULTADOS

Características do hábitat

Dentre todos os descritores físico-químicos analisados (Tab. II), a variação mais

expressiva entre os períodos seco e chuvoso ocorreu para o oxigênio dissolvido, cuja

concentração foi menor no período chuvoso. A qualidade química da água, avaliada

através do SWI, foi boa em ambos períodos, em todos os trechos amostrados.

Cada trecho apresenta características fisiográficas particulares quanto ao tipo de

fundo, composição de meso-hábitats e variáveis hidráulicas (Tab. I e II). Na primeira

tabela são descritos três tipos de meso-hábitats dominantes: corredeira, poço e corredor.

O meso-hábitat corredor (run, raceway ou glides) é descrito por R

INCÓN (1999) como

possuindo águas relativamente rápidas, mais profundas que as corredeiras, com

gradiente menor e águas não turbulentas. Durante o período chuvoso registrou-se

aumento da profundidade, largura, velocidade da corrente e volume de hábitat (Tab. II).

Tabela II. Descritores físico-químicos (valores médios) e quantitativos do hábitat em cada

trecho do Córrego da Água Limpa, amostrados durante as estações seca e chuvosa. * Valor de

uma amostra.

Trecho 1 Trecho 2 Trecho 3 Trecho 4

Descritores

Seca Chuva Seca Chuva Seca Chuva Seca Chuva

Oxigênio dissolvido (mg/l) 8,4 4,2 9,8 5,1 9,1 6,1 9,8 6,1

pH 7,1 6,5 7,0 6,5 7,2 6,7 7,6 7,0

Condutividade (µS/cm)

46,7 61,3 42,3 46,7 62,7 63,3 65,0 71,0

Turbidez (NTU) 2,5 6,7 7,5 27,3 17,0 22,3 8,0 25,3

Temperatura (ºC) 17,8 25,0 19,7 25,8 20,6 26,6 21,5 27,9

Nitrato (mg/l)* 0,53 0,5 1,0 0,8 1,2 0,9 1,0 0,8

Amônia (mg/l)* 0,016 <0,001 0,021 <0,001 0,004 <0,001 0,011 <0,001

Ortofosfato (mg/l)* <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 <0,01

Odor normal normal normal normal normal normal normal normal

Óleo/Espuma ausente espuma espuma espuma ausente espuma ausente espuma

Profundidade média (m) 0,3 0,4 0,4 0,5 0,6 0,5 0,3 0,4

Variação largura (m) 0,9-5,6 0,7-6,4 1-3,3 0,5-2,7 2,8-5,3 3,7-5,4 1-3,2 0,9-3,4

Velocidade média da corrente (m/s) 0,3 0,4 0,5 0,6 0,1 0,1 0,7 0,7

Volume Hábitat (m

) 51,0 83,9 52,8 66,8 297,0 943,3 38,5 136,1

Os trechos 1 e 4 apresentaram integridade física do hábitat regular, situando-se

entre 75 e 50% da condição referência (C

ASATTI et al. no prelo), principalmente em

razão da alta variabilidade de velocidade e profundidade, da alta diversidade de meso-

hábitats no trecho 1 e do baixo grau de deposição de sedimento no trecho 4. Em

contraste, os trechos 2 e 3 apresentaram integridade física do hábitat pobre, situando-se

entre 50 e 25% da condição referência (C

ASATTI et al. no prelo), principalmente devido

à baixa estabilidade do substrato, provocada pelo elevado grau de sedimento depositado

no fundo.

Ictiofauna

Foram registradas 27 espécies de peixes no Córrego da Água Limpa, das quais

25 no período seco (duas espécies exclusivas desse período) e 25 no período chuvoso

(também com duas espécies exclusivas desse período) (Tab. III). As estimativas de

riqueza usando incidência e abundância das espécies raras indicaram que o número de

espécies coletadas ficou próximo ao esperado para o riacho como um todo (Fig. 2). Para

cada trecho em particular, as estimativas de riqueza apontaram que esforços adicionais

de coleta poderiam ser empregados nos trechos 2 , 3 e 4 (Fig. 2).

No total foram coletados 1.241 indivíduos e 5.088,7 g de biomassa, dos quais

563 indivíduos (45,4%) e 2.413,6 g (47,4%) foram coletados no período seco e 678

indivíduos (54,6%) e 2.675,1 g (52,6%) no período chuvoso e tais diferenças foram

consideradas significativas (teste de incidência, p≤0,001). Analisando a variação em

termos de abundância em cada trecho, observou-se que durante o período chuvoso

houve aumento significativo nos trechos 1 e 2 (p<0,001), redução significativa no

trecho 3 (p=0,01) e redução não significativa no trecho 4 (p=0,92). Quanto à biomassa,

as diferenças entre as estações foram significativas apenas nos trechos 1 e 3 (p<0,001).

O trecho 1 apresentou os maiores valores de diversidade e de equitabilidade,

mostrando baixa dominância, ao contrário dos demais trechos (Tab. III). No trecho 2

registrou-se dominância de Gymnotus carapo Linnaeus, 1758, no trecho 3 de Piabina

argentea Reinhardt, 1867 e Poecilia reticulata Peters, 1859 e no trecho 4 de

Hypostomus nigromaculatus (Schubart, 1964) e H. variipictus (Ihering, 1911) (Tab. III).

A curva de importância de espécies para cada trecho (Fig. 3) demonstrou que o trecho 1

se enquadra no modelo log-normal, de curva menos inclinada, indicando número

relativamente menor de espécies raras e, os demais, no modelo log-series, caracterizado

por um pequeno número de espécies abundantes e muitas espécies raras. No geral, a

diversidade beta aumentou no sentido nascente-foz, sendo que do trecho 1 para o trecho

2, a taxa de substituição de espécies foi de 33%, do trecho 2 para o trecho 3 e do trecho

3 para o trecho 4 esse valor foi superior a 50%.

Tabela III. Abundância de cada espécie nas estações seca e chuvosa (com códigos das

espécies entre parênteses) e descritores da ictiofauna de cada trecho do Córrego da Água Limpa.

Trecho 1 Trecho 2 Trecho 3 Trecho 4

Espécies

Seca Chuva Seca Chuva Seca Chuva Seca Chuva

Apareiodon ibitiensis (Apaibi) - - - - - - 1 1

Apareiodon piracicabae (Apapir) - - - - - - 1 -

Aspidoras fuscoguttatus (Aspfus) 11 1 2 6 - - - -

Astyanax altiparanae (Astalt) 13 9 - 2 4 1 3 2

Callichthys callichthys (Calcal) 2 5 2 - - - - -

Characidium gomesi (Chagom) - - - - - - 1 -

Cichlasoma paranaense (Cicpar) - - - 1 - - - -

Corydoras aeneus (Coraen) 4 4 20 15 - - 1 2

Crenicichla britskii (Crebri) 9 11 2 15 3 - 6 7

Cyphocharax vanderi (Cyphvan) 6 - - - - 1 1 -

Eigenmannia virescens (Eigvir) - - 4 2 - 1 - -

Gymnotus carapo (Gymcar) 16 43 55 36 1 1 2 5

Geophagus brasiliensis (Geopbra) - - - - - - 1 2

Hisonotus insperatus (Hisins) - - 8 13 - - - -

Hoplias malabaricus (Hopmal) 1 3 1 - - 1 - -

Hypostomus ancistroides (Hypanc) 6 13 17 67 1 3 2 15

Hypostomus nigromaculatus (Hypnig) 10 5 - - - 2 109 107

Hypostomus variipictus (Hypvar) - - - - - - 37 21

Imparfinis mirini (Impmir) 9 9 4 38 - - - -

Oligosarcus pintoi (Olipin) 5 45 3 12 2 - 5 15

Parodon nasus (Parnas) - - - - 1 - 3 5

Piabina argentea (Piaarg) 30 13 15 8 36 11 33 16

Poecilia reticulata (Poeret) 6 4 - 1 27 23 - 2

Phalloceros caudimaculatus (Phacau) - - 6 2 9 11 - -

Rhamdia quelen (Rhaque) 4 1 1 9 - - - 1

Serrapinnus notomelas (Sernot) - 25 1 1 - - - 2

Synbranchus marmoratus

(Synbra) - - - 1 - - - -

Riqueza 15 15 15 17 9 10 15 15

Abundância 132 191 141 229 84 55 206 203

Biomassa (g) 421.1 729.2 839.6 883.9 119.3 55.2 1033.6 1006.8

Riqueza total 16 19 13 18

Índice de diversidade de Shannon-Wiener 1,1 1,0 0,7 0,7

Diversidade teórica máxima 1,2 1,3 1,1 1,3

Equitabilidade 0,9 0,8 0,6 0,6

Figura 2. Riqueza de espécies de peixes observada (OBS) e estimadas através do “Abundance-

based Coverage Estimator” (ACE) e do “Incidence-based Coverage Estimator” (ICE) para as 24

amostras obtidas (seis amostras em cada trecho).

Figura 3. Curva de importância de espécies de cada trecho estudado no Córrego da Água

Limpa, sudeste do Brasil.

A estrutura quantitativa da ictiofauna demonstrou maior associação com a

estrutura do hábitat do que com a sazonalidade visto que os trechos 1 e 2 foram

agrupados separadamente dos trechos 3 e 4, independentemente do período de

amostragem (Fig. 4). A CCA mais uma vez reforçou a ordenação produzida na NMDS,

identificando quais os descritores de hábitat e espécies foram particularmente

relacionados a cada trecho (Fig. 5): a abundância da gramíneas nas margens nos trechos

1 e 2 esteve associada principalmente à abundância de G. carapo, o maior volume de

hábitat no trecho 3 explicou a abundância de P. argentea e o substrato rochoso no

trecho 4 explicou a abundância de H. nigromaculatus.

Figura 4. Análise da estrutura quantitativa das espécies através do método de escalonamento

multidimensional não métrico com base na abundância relativa das espécies nos trechos (T1-T4)

e nas estações seca (S1-S3) e chuvosa (C1-C3) no Córrego da Água Limpa, sudeste do Brasil.

Figura 5. Diagrama de ordenação representando os dois primeiros eixos da análise de

correspondência canônica, mostrando os trechos (Trecho 1 – Trecho 4), espécies (triângulos) e

descritores ambientais (setas). Veja Tabela III para códigos das espécies. Eixos 1 e 2 foram

significativos (Teste de Monte Carlo) para trechos e espécies (p = 0,0002).

DISCUSSÃO

Características do hábitat

O solo dessa micro-bacia é utilizado predominantemente para pastagens,

estendendo-se adentro da área de proteção permanente, cuja largura preconizada pelo

Código Florestal Brasileiro é de 30 metros em cada margem nos cursos d’água de até 10

metros de largura (B

RASIL 1989). A ausência de cobertura vegetal e o solo

predominantemente arenoso podem ser citados como fatores determinantes no processo

de assoreamento desta micro-bacia, principalmente porque uma expressiva fração da

micro-bacia possui potencial erosivo muito alto. Solos bastante arenosos - como o da

micro-bacia estudada (veja IPT 2000) - e em superfícies desprovidas de cobertura

vegetal são altamente suscetíveis à erosão por escoamento superficial (C

UNHA &

UERRA 1998). Dessa forma, o tipo de cobertura do solo é particularmente importante

na prevenção de erosão, pois sob condições naturais toda a formação vegetal (copas das

árvores, sub-bosque e serapilheira) atua de forma a amortecer a energia da água vinda

da chuva (S

ILVA et al. 2003).

Não foram encontrados dados históricos com relação a fisiografia e hidráulica da

micro-bacia do Córrego da Água Limpa, tornando difícil investigar o grau de

assoreamento desse riacho. Entretanto, a julgar pela instabilidade do sedimento,

observada principalmente nas porções mais lênticas e pelo grau de erosão nas margens,

acredita-se que o carregamento de sedimento nesse curso d’água deva ser de magnitude

expressiva, o que reforça ainda mais a importância de projetos de restauração das áreas

ripárias da micro-bacia.

Os menores valores de oxigênio dissolvido na água no período chuvoso (veja

Tab. II) são explicados pela variação climática sazonal na região

e foram registrados por

BRANCO & NECCHI JR. (1997), em estudo realizado em três diferentes bacias de

drenagem na mesma região. A solubilidade do oxigênio na água está diretamente ligada

à variação da temperatura, de modo que quanto maior a temperatura, maior a taxa de

desprendimento desse gás para a atmosfera. Da mesma forma, o metabolismo dos

organismos aquáticos aumenta em função do aumento da temperatura

(ALLAN 1995).

O riacho estudado se enquadra no padrão para a bacia do rio São José dos

Dourados, onde a maior parte dos cursos d’água é desprovida de vegetação ripária

ASATTI et al. no prelo). Com a supressão da vegetação ripária e conseqüente aumento

da incidência de luz no substrato, a produtividade primária autóctone pode ser

incrementada (PUSEY & ARTHINGTON 2003). Ao substituir a base alóctone pela

autóctone como fonte energética para a biota aquática, é provável que determinadas

espécies sejam excluídas e outras favorecidas. Contudo, na condição de ausência de

vegetação ripária, acreditamos que a intensificação do carregamento de partículas leves

(areia e silte) para o leito dos riachos dificulte o estabelecimento de organismos

fotossintetizantes dependentes de substratos consolidados e estruturalmente mais

complexos. Assim, tanto a produção alóctone quanto autóctone ficam comprometidas

em condições de ausência de vegetação ripária em áreas especialmente propensas à

erosão do solo, tal como a micro-bacia enfocada neste estudo.

A despeito dos menores valores de oxigênio dissolvido no período chuvoso e

elevados valores de amônia no período seco, todos os trechos foram considerados bons

com relação às características físico-químicas da água, sem variação evidente entre as

estações. Dessa forma, pode-se dizer que não há comprometimento evidente na

qualidade da água do córrego estudado para a ictiofauna.

Apesar da ausência de vegetação ripária, os trechos 1 e 4 foram considerados

regulares quanto à integridade física, principalmente por apresentarem boa diversidade

de hábitats. Em contraste, os trechos 2 e 3, considerados pobres quanto à integridade

física, foram caracterizados pela baixa diversidade de hábitats e pela expressiva

sedimentação e instabilidade do substrato, que estão dentre os mais importantes

impactos associados à perda de diversidade e integridade das comunidades de peixes

ARR & SCHLOSSER 1978), sendo muitas vezes mais expressivos do que a perda de

qualidade química da água em áreas agrícolas (W

ICHERT & RAPPORT 1998, CASATTI et

al. no prelo).

Ictiofauna

Segundo o conceito de contínuo fluvial (V

ANNOTE et al. 1980), é esperado um

aumento gradual na riqueza de espécies ao longo do gradiente longitudinal. Na região

tropical, estudos feitos em alguns riachos relativamente íntegros demonstraram a adição

de espécies no sentido montante-jusante, acompanhando o incremento da complexidade

física e estrutural dos ambientes (G

ARUTTI 1988, CASATTI 2005, BRAGA & ANDRADE

2005). Segundo N

AIMAN et al. (1988), no entanto, é difícil aplicar o conceito de

contínuo fluvial em sistemas onde existem, naturalmente, zonas bem definidas ou em

sistemas que passaram por alterações antropogênicas. No Córrego da Água Limpa, o

padrão de incremento longitudinal de espécies não foi detectado. Os altos valores de

diversidade beta ao longo do gradiente longitudinal indicam que esse riacho segue, ao

invés do padrão típico, uma estruturação por zonas, determinada principalmente pela

substituição de espécies (M

ATTHEWS 1998).

Alguns resultados do presente estudo refletem a influência da fisiografia do

hábitat na estruturação das ictiofaunas. No trecho 3 seria esperado maior riqueza de

espécies como resposta ao maior volume de hábitat. Contudo, o volume de hábitat

isoladamente nem sempre é capaz de predizer a riqueza de espécies, como já observado

por A

NGERMEIER & SCHLOSSER (1989) em riachos de regiões tropicais e temperadas.

Por outro lado, o trecho em questão, apesar de volumoso, possui substrato arenoso,

correnteza fraca, conferindo uma situação de baixa complexidade estrutural, o que

provavelmente explica a menor riqueza aqui encontrada.

Durante o período chuvoso, registrou-se maior abundância e biomassa geral

(Tab. III), corroborando estudos prévios realizados na região Neotropical (G

ARUTTI

1988, M

AZZONI & LOBÓN-CERVIÁ 2000, CASATTI 2005). Tal incremento é geralmente

explicado pela intensificação do período reprodutivo e/ou recrutamento de indivíduos de

áreas adjacentes (LOWE-MCCONNELL 1987) e também pode refletir maior preferência

dos peixes por áreas mais volumosas que lhes proporcionam refúgios contra aves e

mamíferos predadores (A

NGERMEIER & KARR 1983). É interessante apontar, contudo,

que no trecho 3 o número de indivíduos coletados foi menor no período chuvoso do que

no seco e tal diferença parece associada à diminuição da eficiência da amostragem com

pesca elétrica, pois as condições hidráulicas do ambiente frente a maiores vazões podem

afetar a área de ação do campo elétrico, facilitando o escape dos peixes (Z

ALEWSKI &

OWX 1990), especialmente em águas mais turvas.

O riacho estudado localiza-se em uma região de relevo relativamente suave,

onde acidentes geográficos (p. ex., quedas d’água e cachoeiras) não atuam como

agentes isoladores da ictiofauna. Assim, o trânsito das espécies – dadas às limitações

intrínsecas de deslocamento de cada espécie – entre os trechos 1 e 4 provavelmente foi

pouco afetado por questões fisiográficas. Por outro lado, a ausência de um padrão de

adição longitudinal de micro-hábitats e espécies sugere forte relação entre a estrutura

física do hábitat e a estrutura da ictiocenose. De fato, através da NMDS (Fig. 4) ficou

demonstrado que a estrutura da ictiofauna se organiza mais em função do trecho

amostrado do que do período amostral e, através da CCA (Fig. 5), os descritores

ambientais associados a cada trecho foram identificados.

No trecho 1, poços, corredores e corredeiras são eqüitativamente representados,

disponibilizando hábitats para espécies que exploram a coluna d’água (Astyanax

altiparanae Garutti & Bristki, 2000), fundos arenosos (Aspidoras fuscoguttatus Nijssen

& Isbrücker, 1976 e Corydoras aeneus (Gill, 1858)), gramíneas das margens

parcialmente submersa (Crenicichla britskii Kullander, 1982 e G. carapo), poços rasos

marginais (Serrapinnus notomelas (Eigenmann, 1915) e P. reticulata) e substratos

rochosos (H. nigromaculatus), sem dominância expressiva de uma ou outra espécie em

particular, com poucas espécies raras e elevada diversidade.

Os demais trechos mostraram-se relativamente mais homogêneos quando

comparados ao trecho 1. O trecho 2 é representado basicamente por um corredor único,

com substrato arenoso e margens repletas de gramíneas parcialmente submersas,

formando um micro-hábitat particularmente explorado por G. carapo, espécie

dominante tanto em abundância quanto em biomassa. O trecho 3 é constituído

predominantemente por um corredor lêntico volumoso, onde P. argentea mostrou-se

freqüente e abundante, e raros poços rasos marginais, explorados por P. reticulata. No

trecho 4 houve predominância de corredeiras de fundos rochosos, exploradas por H.

nigromaculatus.

Em síntese, a substituição da vegetação ripária por pastagens e a expansão da

área de gramíneas nas margens reduz a diversidade de fluxo de água, confinando-o na

região central do canal (P

USEY & ARTHINGTON 2003), além de acarretar mudanças na

estrutura do hábitat interno, na qualidade da água e na estrutura das ictiocenoses. Como

exemplo disso pode-se citar a expressiva abundância de G. carapo no trecho 2,

provavelmente associada à expansão das gramíneas nas margens deste local. Os

resultados apontaram forte influência da estrutura física de cada trecho sobre a estrutura

das ictiocenoses, sendo que as maiores diversidades específicas foram registradas nos

trechos de maior complexidade estrutural.

AGRADECIMENTOS

Agradecemos à equipe do Laboratório de Ictiologia DZSJRP-IBILCE pelo

auxílio no campo; Francisco Langeani pelo auxílio na identificação taxonômica;

Alexandre M. Silva pela análise de uso e ocupação do solo da micro-bacia;

Departamento de Zoologia e Botânica e Programa de Pós-Graduação em Biologia

Animal IBILCE-UNESP pelo apoio; IBAMA pela licença de coleta (001/2003); Mônica

C. Bastos, Francisco Langeani, Denise C. Rossa-Feres, Sirlei T. Bennemann e Ricardo

M.C. Castro pela leitura crítica do manuscrito. Este trabalho foi subvencionado pela

Fundação de Amparo à Pesquisa do Estado de São Paulo (FAPESP) dentro do Programa

BIOTA/FAPESP (www.biota.org.br) (01/13340-7, 02/05996-2, 03/09612-7).

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CAPÍTULO II

NTEGRIDADE BIÓTICA DE UM CÓRREGO NA BACIA DO ALTO PARANÁ

AVALIADA ATRAVÉS DA COMUNIDADE DE PEIXES

(

Artigo submetido à revista Biota Neotropica)

ABSTRACT

Stream biotic integrity assessed by fish assemblages in the Upper Rio Paraná

basin

In the present study the ecological quality of the Córrego da Água Limpa, an

important water supply for the Monte Aprazível city in the northwestern portion of the

São Paulo State, was investigated through the development of a local fish index of

biotic integrity (IBI), aiming to establish an analysis protocol to be used in long term

monitoring of the recovering plan recently implemented in that basin. The IBI of four

equidistant sites along the stream was calculated using two different sampling protocols

and during two different seasons. Biological attribute comparisons were carried out

based on the reference scenarios, following a site-specific approach due to the

particularities of each site. Few influence of the sampling protocols and seasonality was

detected in the IBI final values. Sites 1 and 4 showed fair IBI, site 2 was considered

poor and site 3 very poor; such results agree with aspects of the physical habitat quality.

KEY-WORDS: streams, ichthyofauna, IBI, upper Rio Paraná, biomonitoring

RESUMO

O presente estudo teve o objetivo de avaliar a qualidade ecológica do Córrego da

Água Limpa, uma importante fonte de abastecimento de água para o município de

Monte Aprazível no noroeste do Estado de São Paulo, através da adaptação de um

índice de integridade biótica (IBI) local utilizando a comunidade de peixes, visando

estabelecer um protocolo para análise em longo prazo das influências de um plano de

recuperação de matas ciliares recentemente implementado naquela bacia. O IBI de

quatro trechos eqüidistantes ao longo do riacho foi calculado para dois protocolos de

amostragem diferentes e em dois períodos do ano. As comparações de atributos

selecionados foram realizadas com base em cenários referência, seguindo uma

abordagem sítio-específico em razão das particularidades de cada trecho. Houve pouca

influência do esforço de amostragem e da sazonalidade nos valores finais do IBI. De

modo geral, os trechos 1 e 4 apresentaram integridade biótica regular, o trecho 2 foi

considerado pobre e o trecho 3, muito pobre; tais resultados coincidem com aspectos da

qualidade física do hábitat.

PALAVRAS-CHAVE: riachos, ictiofauna, IBI, Alto Rio Paraná, biomonitoramento

1. Introdução

Os impactos ambientais que as ações antrópicas têm causado aos ambientes

lóticos têm levado à perda de qualidade e dificultado a manutenção da integridade

desses ecossistemas, além de interferir na sustentabilidade de suas comunidades (Karr &

Schlosser 1978, Karr & Dudley 1981, Allan & Flecker 1993, Karr 1999). A investigação

da qualidade de tais ambientes usando apenas descritores físicos e químicos da água

pode resultar em conclusões superestimadas, visto que este conjunto de dados não é

suficiente para identificar as reais condições de saúde desses ambientes (Karr 1993,

Wichert & Rapport 1998). As abordagens mais recentes de avaliação da qualidade da

água têm procurado conciliar informações da biota aquática (em diferentes níveis de

organização) com descritores físicos e químicos da água. Além disso, a estrutura física

do hábitat em ambientes lóticos é um componente importante na avaliação da qualidade

desses ecossistemas, pois influenciam na estrutura e composição das comunidades

biológicas, tais como peixes (Gorman & Karr 1978) e macroinvertebrados bentônicos

(Callisto et al. 2001).

O índice de integridade biológica ou biótica (doravante IBI) foi proposto por

Karr (1981) para investigar o estado de conservação de riachos nos Estados Unidos

utilizando, para isso, atributos observados em comunidades de peixes. Tais atributos

devem representar a ampla diversidade ecológica existente e os diversos níveis de

organização biológica, tendo sempre a característica de compará-los a uma condição de

referência, definida como aquela que possui o mínimo de impacto de origem antrópica

possível (Hughes 1995). Este índice tem sido considerado adequado para identificar a

capacidade do ambiente em suportar e manter uma comunidade de espécies, diversidade

e organização funcional comparáveis àquela do hábitat natural regional (Karr & Dudley

1981).

Baseados no trabalho pioneiro de Karr (1981), o IBI utilizando comunidades de

peixes tem sido adaptado para diversas regiões do mundo, tais como América do Norte

(Karr 1981, Angermeier & Karr 1986, Miller et al. 1988), América Central (Lyons et al.

1995), África (Kamdem Toham & Teugels 1999), Europa (Oberdorff & Hughes 1992,

Angermeier & Davideanu 2004), Índia (Ganasan & Hughes 1998), Nova Zelândia (Joy

& Death 2004) e Brasil (Araújo et al. 2003, Bozzetti & Schulz 2004 e Terra 2004).

Adaptações têm sido feitas para incorporar outros elementos da biota aquática, tais

como macroinvertebrados bentônicos (Kerans & Karr 1994, Stribling et al. 1998), algas

(Hill et al. 2000) e anfíbios (Micacchion 2002), como também ambientes marinhos

(Jameson et al. 2001), estuarinos (Weisberg et al. 1997), lacustres (Karr & Dionne 1991)

e terrestres (Kimberling et al. 2001).

Apesar da expansão e aplicação em vários sistemas ecológicos, são escassos

estudos onde o IBI é interpretado em associação com descritores de qualidade química

da água e de integridade física do hábitat ou ainda com aspectos da paisagem e da

história de uso da terra (Oberdorff et al. 2002), com exceção dos trabalhos produzidos

na América do Norte (Roth et al. 1996, Stauffer et al. 2000), Europa (Angermeier &

Davideanu 2004) e Brasil (Araújo et al. 2003, Bozzetti & Schulz 2004 e Terra 2004).

Na região noroeste do Estado de São Paulo restam apenas 3,3 % de vegetação

natural (SMA/IF 2005), dispostos em pequenos fragmentos (a maioria com até 10 ha), o

que a caracteriza como uma das mais degradadas áreas do Estado. Como um todo, a

região possui em torno de 60% do seu solo usado para pastagens (A.M. da Silva & L.A.

Martinelli, dados não publicados). Na bacia do Rio São José dos Dourados, o uso do

solo para pastagens se estende também nas áreas de preservação permanente junto de

cabeceiras e de pequenos riachos com finalidade de abastecimento urbano, como é o

caso do Córrego da Água Limpa no município de Monte Aprazível. Tendo em vista tal

importância, foi elaborado um plano de recuperação das matas ciliares da micro-bacia

deste córrego, que contou com a coordenação do Ministério Público de Monte Aprazível

e participação da CATI (Coordenadoria de Assistência Técnica e Integral) e do 4º

Batalhão da Polícia Ambiental do Estado de São Paulo.

O presente estudo foi elaborado com o objetivo de realizar uma avaliação da

estado de conservação do Córrego da Água Limpa, através da adaptação de um índice

de integridade biótica local empregando características da ictiofauna, passível de ser

utilizado para análises em longo prazo das influências do plano de recuperação

proposto, recentemente implementado nesta área.

2. Material e métodos

2.1. Área de estudo

O riacho estudado é o Córrego da Água Limpa, um afluente da margem

esquerda do Rio São José dos Dourados, uma das principais bacias de drenagem da

região noroeste do Estado de São Paulo Figura 1). Dentro do seu curso de

aproximadamente 16 km até a cidade de Monte Aprazível, foram selecionados quatro

trechos eqüidistantes, de hierarquia fluvial crescente ao longo do gradiente longitudinal.

A micro-bacia do Córrego da Água Limpa possui uma área total de 7.384 ha, dos quais

64% são utilizados para pastagem (A. M. da Silva dados não publicados). Quanto à

susceptibilidade à erosão (Vieira 1988), 59% da área da micro-bacia é considerada

muito susceptível (A. M. da Silva dados não publicados). A descrição detalhada de cada

trecho está apresentada em Ferreira & Casatti (no prelo).

Figura 1. Localização da área de estudo no sistema do Alto Rio Paraná e no Estado de São Paulo, sudeste

do Brasil (acima) e os trechos estudados (1 - 4) ao longo do Córrego da Água Limpa, mostrando sua

proximidade com as cidades de Neves Paulista e Monte Aprazível (abaixo).

2.2. Coleta de peixes e análise dos conteúdos estomacais

Foram aplicados dois protocolos de amostragem para verificar a influência de

diferentes esforços de coletas e da sazonalidade no cálculo do IBI. Um dos protocolos

(doravante Protocolo 1) foi aplicado em abril de 2004, utilizando-se de duas passagens

de pesca elétrica em 75 metros de extensão em cada trecho, bloqueado nos limites

jusante e montante, de acordo com metodologia modificada a partir de Mazzoni et al.

(2000) e Castro et al. (2003). Em um segundo protocolo (doravante Protocolo 2) foi

aplicada uma passagem de pesca elétrica em 60 metros de extensão em cada trecho, nos

três principais meses dos períodos seco (julho, agosto e setembro de 2004) e chuvoso

(janeiro, fevereiro e março de 2005), totalizando seis amostragens em cada trecho. Em

ambos os protocolos, os indivíduos capturados foram fixados em solução de formalina a

10% e, após 36 horas, em média, transferidos para solução de EtOH a 70%. Espécimes

testemunhos foram depositados na Coleção de Peixes do Departamento de Zoologia e

Botânica (lotes DZSJRP 8038-8312), Universidade Estadual Paulista, São José do Rio

Preto, Brasil.

Todas as espécies coletadas no Córrego da Água Limpa através do Protocolo 2

de amostragem tiveram a dieta analisada com a finalidade de identificar atributos de

natureza trófica. Para cada item alimentar encontrado nos conteúdos gástricos foi

calculada a freqüência de ocorrência (Gelwick & Matthews 1996) e a dominância (Frost

& Went 1940 apud Hynes 1950), esta dada como a porcentagem do número de vezes

em que o item ocupa a maior parte do conteúdo de cada estômago em função do número

total de exemplares analisados. Os grupos tróficos de cada espécie (com mais que cinco

indivíduos coletados) foram determinados a partir da identificação dos itens mais

dominantes e freqüentes; para tal, a dominância (eixo y) de cada item foi plotada em

função da freqüência de ocorrência (eixo x), segundo a proposta de Bennemann et al.

(no prelo), que consiste em uma adaptação do método gráfico de Costello (1990).

2.3. Composição do cenário referência para cada trecho

Um cenário referência deveria representar as condições existentes numa época

anterior à ocupação dos continentes pelo homem, o que é praticamente impossível.

Assim, idealmente um cenário referência deve ser determinado com base em condições

observadas em áreas que sofreram o menor impacto antrópico possível (Hughes 1995).

A determinação de tais condições pode ser dada em escala regional ou sítio-específico

(Hughes 1995). No presente estudo, foi adotada a segunda abordagem, visto que cada

trecho possui fisionomias diferenciadas, o que tornaria impraticável aplicar um mesmo

cenário referência para aferir a integridade biótica de todos os trechos.

O IBI para o trecho 1 do Córrego da Água Limpa (1ª ordem) foi calculado com

base em atributos já testados (L. Casatti dados não publicados) contra condições

referência registradas em trechos de riachos localizados no Parque Estadual Morro do

Diabo, previamente estudados (Casatti 2002, 2003, 2005, Casatti et al. 2001). A

determinação de cenários referência para os demais trechos foi prejudicada em razão da

escassez de áreas-referência comparáveis, do longo histórico de degradação da região

(há pelo menos 100 anos, segundo Monbeig

1998) e da falta de conhecimento sobre o

histórico de uso do solo, que dificulta ainda mais a determinação da magnitude dos

danos ocasionados (Harding et al. 1998). Assim, os cenários referência para tais trechos

foram compostos a partir da combinação de informações publicadas, dados da coleção

científica do Departamento de Zoologia de Botânica da UNESP - campus de São José

do Rio Preto, e experiência de campo dos autores.

O cenário referência para o trecho 2 foi adaptado a partir do estudo de Castro &

Casatti (1997), no qual foram analisadas características bióticas e abióticas de um riacho

afluente do rio Pardo, que naquela época corria dentro de um dos raros fragmentos

íntegros da região norte do Estado de São Paulo (Tabela 1). Para o trecho 3 foi utilizado

o trabalho de Stopiglia (2001), desenvolvido no Ribeirão Bonito, no município de

Teodoro Sampaio. O trabalho foi realizado em dois trechos, chamados florestado e

desflorestado. Os dados para elaboração do cenário-referência foram aqueles

amostrados no trecho florestado, localizado dentro do parque Estadual Morro do Diabo

(Tabela 1). A elaboração do cenário-referência para o trecho 4 foi baseada em coletas

realizadas por Valdener Garutti no córrego da Barra Funda, município de São José do

Rio Preto, durante o período seco de 1980. Tais informações foram obtidas perante

consulta à Coleção de Peixes do Departamento de Zoologia e Botânica (DZSJRP)

IBILCE/UNESP (Tabela 1).

2.4. Pontuação dos atributos

Após definir o conjunto de atributos que melhor discrimina os riachos-referência

daqueles impactados, para cada atributo foram estabelecidos o escore superior e inferior.

O escore superior representa 75% ou mais da condição encontrada nas referências; o

escore inferior corresponde a 25% ou menos da condição encontrada nas referências

(Schleiger 2000). Ao primeiro caso é dada a nota 5; ao segundo caso, nota 1; condições

intermediárias, ou seja, entre 75 e 25% das encontradas nas referências, recebem nota 3.

Tais valores foram adaptados a partir do estudo de Roth at al. (1999), onde os autores

delimitam os extremos como 50 e 10%. O IBI para cada trecho foi determinado a partir

do cálculo da média dos escores de todos os atributos e classificado em uma das quatro

categorias de integridade biótica (Tabela 2).

Tabela 1. Abundância total e relativa de cada espécie registrada no estudo de Castro & Casatti (1997),

utilizado como referência para o trecho 2, e no estudo de Stopiglia (2001), utilizado como referência para

o trecho 3. A referência do trecho 4 foi composta com base em exemplares coletados por Valdener

Garutti, em 1980, depositados da Coleção de Peixes do Departamento de Zoologia e Botânica (DZSJRP)

IBILCE/UNESP.

trecho 2 trecho 3 trecho 4

Espécies

N % N % N %

Aspidoras fuscoguttatus - - - - 30 7,5

Astyanax altiparanae 305 26,8 - - 9 2,3

Astyanax fasciatus 323 28,4 11 7,7 18 4,5

Astyanax paranae

96 8,4 - - - -

Astyanax sp. 1 5 0,4 3 2,1 - -

Astyanax sp. 2 - - - - 6 1,5

Bryconamericus stramineus - - 85 59,4 - -

Cetopsorhamdia iheringi - - - - 3 0,8

Characidium fasciatum - - - - 61 15,3

Characidium gomesi 3 0,3 - - - -

Cheirodon stenodon - - - - 2 0,5

Characidium zebra 31 2,7 - - - -

Corydoras difluviatilis

3 0,3 - - - -

Crenicichla britskii - - 1 0,7 5 1,3

Eigenmannia virescens 2 0,2 - - 23 5,8

Gymnotus carapo 13 1,1 - - 2 0,5

Hisonotus francirochai 8 0,7 10 7,0 90 22,6

Hisonotus insperatus - - 1 0,7 - -

Hoplias malabaricus 4 0,4 - - - -

Hypostomus ancistroides 37 3,3 12 8,4 - -

Hypostomus nigromaculatus - - 6 4,2 - -

Hypostomus sp. - - - - 10 2,5

Imparfinis mirini 5 0,4 1 0,7 3 0,8

Imparfinis schubarti - - - - 1 0,3

Leporinus striatus - - - - 2 0,5

Moenkhausia sanctaefilomenae - - - - 6 1,5

Oligosarcus pintoi 9 0,8 - - 6 1,5

Phalloceros caudimaculatus 232 20,4 10 7,0 - -

Piabina argentea - - - - 57 14,3

Pimelodella avanhandavae - - - - 46 11,6

Pimelodella sp. 1 0,1 - - - -

Pyrrhulina australis - - - - 7 1,8

Rhamdia quelen 48 4,2 2 1,4 1 0,3

Rhamdiopsis sp. 3 0,3 - - - -

Serrapinnus notomelas - - - - 6 1,5

Steindachnerina insculpta - - - - 1 0,3

Synbranchus marmoratus - - - - 3 0,8

Tatia neivai - - 1 0,7 - -

Trichomycterus sp. 9 0,8 - - - -

Abundância total 1.137 100 143 100 398 100

espécie mencionada como Corydoras aff. cochui no estudo de Castro & Casatti (1997)

espécie mencionada como Astyanax scabripinnis no estudo de Castro & Casatti (1997)

Tabela 2. Descrição das categorias de integridade biótica (adaptadas a partir de Roth et al. 1999).

Categoria Valor numérico Descrição

Bom

4,0-5,0

Comparável aos riachos referência e considerados minimamente

impactados. Em média, os atributos biológicos se enquadram em

mais de 75% da condição referência.

Regular

3,0-3,9

Comparável aos riachos-referência, porém com alguns aspectos da

biologia comprometidos. Em média, os atributos situam-se entre 75

e 50% da condição referência.

Pobre

2,0-2,9

Significativo desvio da condição referência, com muitos aspectos da

integridade biológica distantes da situação minimamente impactada.

Em média, os atributos situam-se entre 50 e 25% da condição

referência.

Muito pobre

0-1,9

Forte desvio da condição referência, com muitos aspectos da

integridade biológica alterados, indicando degradação séria. A

maioria dos atributos biológicos está abaixo de 25% da condição

referência

3. Resultados e Discussão

Foram coletadas 22 espécies por meio do Protocolo 1, totalizando 338

indivíduos (Tabela 3). Por meio do Protocolo 2 foram registradas 27 espécies e 1.241

indivíduos, dos quais 563 indivíduos (45,4%) foram coletados no período seco e 678

(54,6%) no período chuvoso (Tabela 3). Os grupos tróficos (Tabela 4) foram

determinados para todas as espécies com pelo menos cinco indivíduos coletados por

meio da aplicação do Protocolo 2 (Figuras 2 a 4). No caso de espécies com menos de

cinco indivíduos coletados, foram mencionados apenas os itens mais abundantes nos

conteúdos gástricos (Tabela 4).

3.1. Análise dos atributos biológicos para cada trecho

Apesar de cada trecho possuir cenários referência distintos, cinco atributos

citados na literatura (Araújo 1998a, b, Araújo et al. 2003, Bozzetti & Schulz 2004,

Terra 2004, L. Casatti dados não publicados) foram aplicados a todos os trechos por

serem importantes para a determinação da integridade biótica de um ambiente lótico,

independente do porte do curso d’água. Os atributos “número de espécies nativas” e

“número de categorias tróficas” foram adaptados a cada trecho, visto que a riqueza e

complexidade trófica tendem a aumentar conforme a hierarquia fluvial (Barreto &

Uieda 1998, Casatti 2005, Braga & Andrade 2005). Os valores para os atributos

“percentual de indivíduos tolerantes”, “percentual de abundância de Poecilia

reticulata” e “percentual de riqueza de Characiformes e Siluriformes” foram os

mesmos atribuídos aos trechos de primeira ordem, visto que refletem padrões gerais

encontrados em riachos de regiões pouco impactadas do Alto Paraná (Bölhke et al.

1978, Lowe-McConnell 1987, Menezes 1996, Castro & Menezes 1998).

Protocolo 1 Protocolo 2

trecho 1 trecho 2 trecho 3 trecho 4

Espécies

trecho 1 trecho 2 trecho 3 trecho 4

seco chuvoso seco chuvoso seco chuvoso seco chuvoso

Apareiodon ibitiensis - - - - - - - - - - 1 1

Apareiodon piracicabae - - - - - - - - - - 1 -

Aspidoras fuscogutattus 8 - - - 11 1 2 6 - - - -

Astyanax altiparanae 11 - 4 2 13 9 - 2 4 1 3 2

Callichthys callichthys - 2 - - 2 5 2 - - - - -

Characidium gomesi - - - 1 - - - - - - 1 -

Cichlasoma paranaense 1 - - 2 - - - 1 - - - -

Corydoras aeneus 2 10 1 1 4 4 20 15 - - 1 2

Crenicichla britskii 6 5 3 5 9 11 2 15 3 - 6 7

Cyphocharax vanderi 1 - - - 6 - - - - 1 1 -

Eigenmannia virescens - 3 - - - - 4 2 - 1 - -

Gymnotus carapo 12 33 - 2 16 43 55 36 1 1 2 5

Geophagus brasiliensis - - - - - - - - - - 1 2

Hisonotus francirochai - 23 - 1 - - - - - - -

Hisonotus insperatus - 9 - - - - 8 13 - - - -

Hoplias malabaricus - - 1 - 1 3 1 - - 1 - -

Hypostomus nigromaculatus 4 - 2 87 10 5 - - - 2 109 107

Hypostomus ancistroides 8 - - 1 6 13 17 67 1 3 2 15

Hypostomus variipictus 1 - - 19 - - - - - - 37 21

Imparfinis mirini 9 4 - 1 9 9 4 38 - - - -

Oligosarcus pintoi 5 3 - 1 5 45 3 12 2 - 5 15

Parodon nasus 4 - - 1 - - - - 1 - 3 5

Phalloceros caudimaculatus - - - - - - 6 2 9 11 - -

Piabina argentea 9 1 9 7 30 13 15 8 36 11 33 16

Poecilia reticulata - - 7 3 6 4 - 1 27 23 - 2

Rhamdia quelen - 1 1 1 4 1 1 9 - - - 1

Serrapinnus notomelas - - - - - 25 1 1 - - - 2

Synbranchus marmoratus - - - - - - - 1 - - - -

Riqueza de espécies 14 11 8 16 15 15 15 17 9 10 15 15

Abundância 81 94 28 135 132 191 141 229 84 55 206 203

Tabela 3. Abundância das espécies do Córrego da Água Limpa (em cada trecho), coletadas segundo Protocolos 1 e 2 de amostragem (Protocolo 2 inclui amostragens em

períodos seco e chuvoso).

Tabela 4. Grupos tróficos das espécies registradas no Córrego da Água Limpa. *No caso de espécies com menos

de cinco exemplares examinados são mencionados os itens predominantes no conteúdo gástrico.

Espécies Grupo Trófico

Apareiodon ibitiensis* Vegetais superiores e larvas de Chironomidae

Apareiodon piracicabae* Vegetais superiores

Aspidoras fuscogutattus Insetívoro aquático generalista

Astyanax altiparanae Herbívoro

Callichthys callichthys Onívoro

Characidium gomesi Insetívoro aquático generalista

Cichlasoma paranaense* Fragmento de insetos aquáticos

Corydoras aeneus Insetívoro aquático generalista

Crenicichla britskii Insetívoro aquático generalista

Cyphocharax vanderi Detritívoro

Eigenmannia virescens Insetívoro aquático generalista

Gymnotus carapo Insetívoro aquático generalista

Geophagus brasiliensis* Fragmentos de insetos aquáticos

Hisonotus francirochai Detritívoro

Hisonotus insperatus Detritívoro

Hoplias malabaricus* Decápodes, hemípteros e peixes

Hypostomus nigromaculatus Detritívoro

Hypostomus ancistroides Detritívoro

Hypostomus variipictus Detritívoro

Imparfinis mirini Insetívoro aquático generalista

Oligosarcus pintoi Insetívoro generalista

Parodon nasus Algívoro

Phalloceros caudimaculatus Onívoro

Piabina argentea Insetívoro aquático generalista

Poecilia reticulata Detritívoro

Rhamdia quelen Insetívoro aquático generalista

Serrapinnus notomelas Algívoro

Synbranchus marmoratus* Fragmentos orgânicos

Todos os atributos considerados consistentes para responder aos impactos antrópicos

impostos ao Córrego da Água Limpa estão descritos na Tabela 5. Os valores dos atributos

dos trechos estudados no Córrego da Água Limpa, baseados no cenário referência adaptado

para cada um deles, e seus respectivos escores estão listados nas Tabelas 6 a 9.

larvas

Simuliidae

100

050100

Freqüência de ocorrência (%)

Dominância (%)

frags.

orgânicos

100

050

Freqüência de ocorrência (%)

Dominância (%)

100

Aspidoras fuscoguttatus (n=16) Astyanax altiparanae (n=16)

frags.

orgânicos

100

050100

Freqüência de ocorrência (%)

Dominância (%)

frag.ins.

aquát.

100

050

Freqüência de ocorrência (%)

Dominância (%)

100

Callichthys callichthys (n=6) Corydoras aeneus (n=16)

frag.ins.

aquát.

100

050100

Freqüência de ocorrência (%)

Dominância (%)

detritos

100

050100

Freqüência de ocorrência (%)

Dominância (%)

Crenicichla britski (n=20) Cyphocharax vanderi (n=7)

frag.ins.

aquát.

larvas Trichoptera

100

050100

Freqüência de ocorrência (%)

Dominância (%)

555

frag.ins.

aquát.

100

050

Freqüência de ocorrência (%)

Dominância (%)

100

Eigenmannia virescens (n=6) Gymnotus carapo (n=20)

Figura 2. Representação gráfica da dominância (eixo y) em função da freqüência de ocorrência (eixo x) dos itens alimentares

encontrados nos conteúdos gástricos das espécies Aspidoras fuscoguttatus, Astyanax altiparanae, Callichthys callichthys,

Corydoras aeneus, Crenicichla britskii, Cyphocharax vanderi, Eigenmannia virescens e Gymnotus carapo coletadas no Córrego

da Água Limpa. Os números entre parênteses se referem aos indivíduos que continham conteúdo gástrico.

detritos

100

050100

Freqüência de ocorrência (%)

Dominância (%)

detritos

100

050

Freqüência de ocorrência (%)

Dominância (%)

100

Hisonotus insperatus (n=18) Hypostomus ancistroides (n=14)

detritos

100

050100

Freqüência de ocorrência (%)

Dominância (%)

detritos

100

050

Freqüência de ocorrência (%)

Dominância (%)

100

ypostomus nigromaculatus (n=17) Hypostomus variipictus (n=20)

frag. ins.

aquát.

100

050100

Freqüência de ocorrência (%)

Dominância (%)

ninfas

Ephemeroptera

100

0 50 100

Freqüência de ocorrência (%)

Dominância (%)

Imparfinis mirini (n=20) Oligosarcus pintoi (n=19)

algas

filamentosas

100

050100

Freqüência de ocorrência (%)

Dominância (%)

detritos

100

050100

Freqüência de ocorrência (%)

Dominância (%)

Parodon nasus (n=7) Poecilia reticulata (n=20)

Figura 3. Representação gráfica da dominância (eixo y) em função da freqüência de ocorrência (eixo x) dos itens alimentares

encontrados nos conteúdos gástricos das espécies Hisonotus insperatus, Hoplias malabaricus, Hypostomus ancistroides,

H.nigromaculatus, H. variipictus, Imparfinis mirini, Oligosarcus pintoi, Parodon nasus e Poecilia reticulata coletadas no Córrego

da Água Limpa. Os números entre parênteses se referem aos indivíduos que continham conteúdo gástrico.

larvas

Diptera

100

050

Freqüência de ocorrência (%)

Dominância (%)

100

Phalloceros caudimaculatus (n=20)

frag. ins.

aquát.

100

050

Freqüência de ocorrência (%)

Dominância (%)

100

Piabina argentea (n=20)

frag. ins.

aquát.

100

050

Freqüência de ocorrência (%)

Dominância (%)

100

Rhamdia quelen (n=13)

algas

filamentosas

100

050

Freqüência de ocorrência (%)

Dominância (%)

100

Serrapinnus notomelas (n=11)

Figura 4. Representação gráfica da dominância (eixo y) em função da freqüência de ocorrência (eixo x) dos itens alimentares

encontrados nos conteúdos gástricos das espécies, Phalloceros caudimaculatus, Piabina argentea, Rhamdia quelen e Serrapinnus

notomelas coletadas no Córrego da Água Limpa. Os números entre parênteses se referem aos indivíduos que continham conteúdo

gástrico.

Tabela 5. Descrição dos atributos utilizados no cálculo do índice de integridade biótica dos trechos estudados no Córrego da Água Limpa e respectivos trechos onde cada atributo foi utilizado.

*Os valores dos atributos foram adaptados a cada trecho.

trechos

Atributos

Descrição

1 2 3 4

Percentual de espécies Characiformes e Siluriformes

A proporção de espécies pertencentes às ordens Characiformes e Siluriformes em águas continentais conservadas da

região Neotropical é bem conhecida

; contudo, em condições degradadas o ambiente pode ser dominado por

espécies mais tolerantes das ordens Perciformes e Cyprinodontiformes

X X X X

Percentual de abundância de Poecilia reticulata

Além de ser uma espécie exótica, é considerada pioneira por ocupar hábitats bastante impactados

. Em riachos

íntegros normalmente tal espécie não ocorre

X X X X

Percentual de indivíduos tolerantes à hipóxia*

Em ambientes degradados que apresentem baixa concentração de oxigênio dissolvido, espera-se encontrar um maior

número de indivíduos que suportam tais condições, devido a adaptações fisiológicas e/ou comportamentais

X X X X

Riqueza de espécies nativas*

O número de espécies presente em um ambiente pode diminuir conforme a degradação aumenta. Nesse atributo

foram excluídas as espécies exóticas ou alóctones por indicarem algum grau de interferência antrópica

X X X X

Número de categorias tróficas*

Em pequenos riachos íntegros geralmente são registradas espécies de peixes com hábitos onívoros, insetívoros ou

perifitívoros. Conforme o grau de interferência antrópica aumenta, o número de categorias alimentares tende a

diminuir em função da oferta de itens alimentares menos variada

7,8

X X X X

Riqueza de espécies nectônicas

As espécies com hábito nectônicos

(principalmente gêneros Astyanax, Bryconamericus, Moenkhausia e

Hemigrammus em riachos do Sistema do Alto Rio Paraná) são geralmente desfavorecidas em condições de menor

volume de hábitat, especialmente em conseqüência do assoreamento, um dos mais comuns impactos nesse sistema

hidrográfico

4, 5

X X

Riqueza de espécies reofílicas

Em riachos de primeira ordem bem conservados é esperado encontrar várias espécies reofílicas, ou seja, espécies

adaptadas a áreas de corredeiras, que geralmente possuem substratos rochosos. Com a degradação, especialmente da

zona ripária, pode ocorrer intensificação do assoreamento e soterramento de tais substratos, comprometendo aspectos

da biologia alimentar e reprodutiva dessas espécies, o que pode se refletir em um menor número de espécies dessa

categoria

10,11

X X

Continuação da Tabela 5

trechos

Atributos

Descrição

1 2 3 4

Percentual de indivíduos reofílicos

Em riachos de primeira ordem a ocorrência de uma ou outra espécie reofílica pode não demonstrar as reais condições

da saúde do ambiente, visto que pode se tratar de um registro acidental. Em condições pouco impactadas, espera-se

que a abundância desse grupo seja de 6%

4, 11

X X

Dominância (Índice de Simpson)

Em ambientes conservados há pouca dominância por uma espécie em particular, mas com a degradação ambiental as

populações das espécies mais sensíveis são eliminadas ou reduzidas a poucos indivíduos, permanecendo em alta

abundância as espécies mais generalistas, o que geralmente ocasiona valores de dominância mais elevados

Percentual de indivíduos que se abrigam na

vegetação marginal

Atributo baseado na principal característica do trecho 2, que é a ocorrência de amplos bancos de gramíneas

(Poaceae) semi-submersas nas margens e representa um micro-hábitat que favorece a ocorrência de Gymnotus

carapo. Tal espécie, embora presente, ocorre em abundâncias relativamente mais baixas em riachos com vegetação

ripária íntegra

Percentual de indivíduos nectônicos

Em riachos com maior volume de hábitat (geralmente ordens maiores que 1) apenas a riqueza de espécies nectônicas

ode superestimar o índice de integridade biótica, visto que pode se tratar de registros acidentais e, em tais condições

torna-se importante avaliar se tais espécies também são representadas por populações relativamente numerosas

X X

Riqueza de espécies reofílicas com hábito alimentar

insetívoro aquático

Em riachos íntegros são geralmente encontradas espécies reofílicas com hábitos alimentares perifitívoros ou

insetívoros; neste último caso alimentando-se principalmente de larvas aquáticas de insetos. Em condições de

degradação, vários grupos de insetos aquáticos são eliminados do ambiente, reduzindo a oferta alimentar para as

espécies de peixes reofílicos e conseqüentemente, sua riqueza

Percentual de indivíduos com hábito insetívoro

generalista

Em riachos íntegros são encontradas espécies de peixes insetívoros que ingerem itens tanto autóctones quanto

alóctones, caracterizando-os como generalistas quanto à origem do alimento. Com o aumento da degradação,

especialmente da zona ripária, as espécies que se alimentam de itens alóctones são geralmente desfavorecidas e

deixam de ocorrer no ambiente

Continuação da Tabela 5

trechos

Atributos

Descrição

1 2 3 4

Percentual de indivíduos perifitívoros

Em riachos íntegros de ordens mais elevadas, comparáveis ao trecho 3, o sombreamento ocasionado pela presença da

vegetação ripária seria relativamente restrito, incrementando a produtividade primária, especialmente do perifíton,

utilizado como recurso alimentar por parodontídeos e loricariídeos

. Em condições degradadas, o intenso aporte de

sedimento torna o substrato instável, dificultando a fixação de organismos que compõem o perifíton; dessa forma, as

espécies de peixes com tais hábitos deixam de ocorrer no ambiente.

Riqueza de espécies da família Curimatidae

Em riachos íntegros de ordens mais elevadas são registradas espécies da família Curimatidae que não possuem

dentes e se alimentam de detritos floculados. No entanto, em riachos muito assoreados com intenso aporte de

sedimento, essas espécies deixam de ocorrer, provavelmente devido à falta de substrato ideal para deposição desses

detritos

Riqueza de espécies de Characiformes -

frugívoros/herbívoros

Em riachos íntegros de ordens mais elevadas, comparáveis aos trechos 3 e 4, são registradas espécies que se

alimentam de frutos e sementes provenientes da vegetação ripária, principalmente Brycon spp. e Leporinus spp.

12,

13,16

. À medida que a degradação se intensifica na zona ripária, tais recursos alimentares deixam de ser oferecidos,

conseqüentemente reduzindo a ocorrência dessas espécies.

X X

Riqueza de espécies piscívoras

Em riachos íntegros de ordens mais elevadas, o maior volume de hábitat permitiria a ocorrência de espécies de

peixes com hábitos alimentares piscívoros, tais como Ascestrorhynchus lacustris

14,15,16

. À medida que a interferência

antrópica aumenta (representada por represamentos, assoreamento, pesca predatória, entre outros) tais espécies

deixam de ocorrer.

Riqueza de espécies de Siluriformes

Em riachos íntegros de ordens mais elevadas, comparáveis aos trechos 3 e 4, seria esperado encontrar várias espécies

da ordem Siluriformes

15,16

. Em condições degradadas, especialmente pelo assoreamento, a riqueza de Siluriformes

tende a diminuir, provavelmente em razão de tais espécies terem seus sítios de alimentação e reprodução

prejudicados.

X X

1. Lowe-McConnell 1987; Castro & Menezes 1998, 2. L. Casatti dados não publicados, 3. Schleiger 2000, 4. Casatti et al. no prelo, 5. Karr 1981, 6. Oberdorff & Porcher

1994, 7. Casatti 2002, 8. Castro & Casatti 1997, 9. Lincoln et al. 1995, 10. Harris 1995, 11. Casatti 2005, 12. Garutti, 1988, 13.Ferreira & Casatti no prelo, 14. Terra 2004,

15. Stopiglia 2001, 16. Presente estudo.

Tabela 6. Atributos biológicos e pontuações utilizadas no Índice de Integridade Biótica para o trecho 1 do

Córrego da Água Limpa.

Escores

Atributos

5 3 1

Percentual de Characiformes e Siluriformes

x ≥ 83 76 ≤ x < 83 x < 76

Percentual de abundância de Poecilia reticulata x < 6,3

6,3 ≤ x < 9 x ≥ 9

Percentual de indivíduos tolerantes à hipóxia x < 12

12 ≤ x < 16,3 x ≥ 16,3

Riqueza de espécies nativas

x ≥ 12 12 < x ≤ 4

x < 4

Número de categorias tróficas

x ≥ 4

2 < x < 3 x = 1

Riqueza de espécies nectônicas*

x ≥ 3

x = 2 x = 1

Riqueza de espécies reofílicas*

x ≥ 3

x = 2 x = 1

Percentual de indivíduos reofílicos

x ≥ 3 3 < x ≤ 1

x < 1

Dominância x < 25

25 ≤ x < 35 x ≥ 35

* atributo pontuado como zero quando tais espécies não foram registradas

Tabela 7. Atributos biológicos e pontuações utilizadas no Índice de Integridade Biótica para o trecho 2 do

Córrego da Água Limpa.

Escores

Atributos

5 3 1

Percentual de Characiformes e Siluriformes

x ≥ 83 76 ≤ x < 83 x < 76

Percentual de abundância de Poecilia reticulata

x < 6,3

6,3 ≤ x < 9 x ≥ 9

Percentual de indivíduos tolerantes à hipoxia

x < 36 50 > x > 36

x ≥ 50

Riqueza de espécies nativas

x ≥ 14 5 ≤ x < 14

x < 5

Número de categorias tróficas

x ≥ 5

2 < x < 5

x ≤ 2

Riqueza de espécies nectônicas*

x ≥ 3

x = 2 x = 1

Percentual de indivíduos que se abrigam na vegetação marginal

x < 2,5

2,5 ≤ x < 3,5 X ≥

3,5

Percentual de indivíduos nectônicos

x ≥ 48 16 ≤ x < 48

x < 16

Riqueza de espécies reofílicas com hábito alimentar insetívoro aquático*

x ≥ 3

x = 2 x = 1

Percentual de indivíduos de hábito insetívoro generalista

x ≥ 5 2 ≤ x < 5

x < 2

* atributo pontuado como zero quando tais espécies não foram registradas

Tabela 8. Atributos biológicos e pontuações utilizadas no Índice de Integridade Biótica para o trecho 3 do

Córrego da Água Limpa.

Escores

Atributos

5 3 1

Percentual de Characiformes e Siluriformes x ≥ 83 76 ≤ x < 83 x < 76

Percentual de abundância de Poecilia reticulata x < 6,3

6,3 ≤ x < 9 x ≥ 9

Percentual de indivíduos tolerantes à hipóxia x < 36

50 > x ≥ 14 x ≥ 50

Riqueza de espécies nativas x > 9

3 < x ≤ 9 x ≤ 3

Número de categorias tróficas

x ≥ 4 2 ≤ x <4

x < 2

Percentual de indivíduos nectônicos x > 52

17 < x ≤ 52 x ≤ 17

Percentual de indivíduos perifitívoros

x ≥ 9,5

3 < x < 9,5

x ≤ 3

Riqueza de espécies da família Curimatidae* x = 3 x = 2 x =1

Riqueza de espécies Characiformes-frugívoros ou herbívoros*

x ≥ 3

x = 2 x = 1

Riqueza de espécies piscívoras*

x ≥ 3

x = 2 x = 1

Riqueza de espécies de Siluriformes

x ≥ 5 2 ≤ x < 5 x ≤ 2

* atributo pontuado como zero quando tais espécies não foram registradas

Tabela 9. Atributos biológicos e pontuações utilizadas no Índice de Integridade Biótica para o trecho 4 do

Córrego da Água Limpa.

Escores

Atributos

5 3 1

Percentual de Characiformes e Siluriformes x ≥ 83 76 ≤ x < 83 x < 76

Percentual de abundância de Poecilia reticulata x < 6,3

6,3 ≤ x < 9 x ≥ 9

Percentual de indivíduos tolerantes à hipóxia x < 36

50 > x ≥ 36 x ≥ 50

Riqueza de espécies nativas

x ≥ 18

6 < x < 18

x ≤ 6

Número de categorias tróficas

x ≥ 5 2 ≤ x <5 x ≤ 2

Riqueza de espécies reofílicas

x ≥ 5 2 ≤ x < 5

x < 2

Percentual de indivíduos reofílicos x > 60

20 < x ≤ 60 x ≤ 20

Riqueza de espécies de Characiformes frugívoros/herbívoros*

x ≥ 3

x = 2 x = 1

Riqueza de espécies de Siluriformes

x ≥6

2 < x <6

x ≤ 2

* atributo pontuado como zero quando tais espécies não foram registradas

3.2. Avaliação da integridade biótica

3.2.1. Comparação entre diferentes protocolos de amostragem

O IBI obtido através dos dois protocolos de amostragem foi muito semelhante

para cada trecho (Tabelas 10 a 13). Houve apenas pequenas variações quanto aos

escores de alguns atributos, com pouca influência na nota final. Assim, para riachos de

baixa ordem, é possível obter dados consistentes para análises de integridade biótica da

ictiofauna empregando um menor esforço de coleta (Protocolo 1), onde foram aplicadas

duas passagens de pesca elétrica em 75 metros de extensão em uma única ocasião.

Dentre os estudos realizados com o propósito de adequar IBIs utilizando

atributos da ictiofauna em riachos, há grande variação entre os esforços amostrais

estabelecidos em função da largura e profundidade do riacho. Em geral são

determinados protocolos amostrais capazes de explorar uma amostra representativa de

hábitats presentes no local (p. ex., Karr

1981), podendo variar de duas passagens de

pesca elétrica em 75 metros de extensão (Roth et al. 1999), uma passagem de pesca

elétrica em 93 metros (Schleiger 2000) ou ainda três passagens de pesca elétrica em

100-150 metros (Bozzetti & Schulz 2004). Apesar da pesca elétrica se mostrar um

método eficiente para coletar peixes em riachos de baixa ordem, vários fatores podem

afetar sua eficiência, tais como condutividade, turbidez, flutuações sazonais, velocidade

da corrente e, principalmente, profundidade e largura do canal (Zalewski & Cowx

1990).

3.2.2. Comparação entre os períodos do ano

Foi calculado o IBI entre os períodos do ano, utilizando dados obtidos através do

Protocolo 2 de amostragem. Foi observada menor integridade no trecho 2 no período

seco, sendo que para os demais trechos não houve alteração do valor final do IBI

(Tabelas 10 a 13).

Os valores de IBI do Córrego da Água Limpa variaram pouco com relação à

sazonalidade. A única mudança de categoria foi referente ao trecho 2, que passou de

pobre no período seco para regular no período chuvoso e pode ser explicada pelos

maiores escores dos atributos “percentual de indivíduos tolerantes à hipóxia”, “riqueza

de espécies nativas” e “riqueza de espécies nectônicas”. Neste caso, a melhoria na

qualidade desses atributos pode estar ocasionalmente associada ao recrutamento de

espécies de áreas adjacentes devido ao aumento no volume de água. Pouca influência

sazonal no IBI também foi registrada por Bozzetti & Schulz (2004) em riachos do Sul

do Brasil. Em locais com maior grau de poluição química, contudo, Araújo (1998a)

observou maiores valores de IBI no período seco e menores no período chuvoso,

justificando tais resultados pelo maior aporte de material alóctone para dentro dos

trechos estudados, diminuindo a qualidade química da água e influenciando

negativamente no IBI.

Tabela 10. Valores de cada atributo, seus respectivos escores, nota final e categoria de IBI obtidos com os dois protocolos de amostragem e em períodos seco e chuvoso no

trecho 1 do Córrego da Água Limpa.

Protocolo 2

Protocolo 1 Protocolo 2

Seco Chuvoso

Atributos

valor obtido escore valor obtido escore valor obtido escore valor obtido escore

Percentual de Characiformes e Siluriformes 78,6 3 81,2 3 80 3 80 3

Percentual de abundância de Poecilia reticulata

0 5 3,1 5 5 5 2 5

Percentual de indivíduos tolerantes à hipóxia 42 1 48 1 40 1 36 1

Riqueza de espécies nativas 14 5 15 5 14 5 14 5

Número de categorias tróficas 5 5 7 5 6 5 7 5

Riqueza de espécies nectônicas 2 3 2 3 2 3 2 3

Riqueza de espécies reofílicas 3 5 1 1 1 1 1 1

Percentual de indivíduos reofílicos 21,4 5 4,6 5 7,6 5 2,6 3

Dominância 10 5 10 5 11 5 14 5

Nota final 4,1 3,7 3,7 3,4

IBI BOM REGULAR REGULAR REGULAR

Tabela 11. Valores de cada atributo, seus respectivos escores, nota final e categoria de IBI obtidos com os dois protocolos de amostragem e em períodos seco e chuvoso no

trecho 2 do Córrego da Água Limpa.

Protocolo 2

Protocolo 1 Protocolo 2

Seco Chuvoso

Atributos

valor obtido escore valor obtido escore valor obtido escore valor obtido escore

Percentual de Characiformes e Siluriformes 73 1 58 1 73 1 60 1

Percentual de abundância de Poecilia reticulata

0 5 0,3 5 0 5 0,4 5

Percentual de indivíduos tolerantes à hipóxia 47,8 3 38,5 3 57 1 27 5

Riqueza de espécies nativas 11 3 18 5 11 3 16 5

Número de categorias tróficas 4 3 7 5 6 5 6 5

Riqueza de espécies nectônicas 1 1 2 3 1 1 2 3

Percentual de indivíduos que se abrigam na vegetação marginal 72,4 1 31,9 1 47,5 1 22,3 1

Percentual de indivíduos nectônicos 1,1 1 6,7 1 10,6 1 4,4 1

Riqueza de espécies reofílicas com hábito alimentar insetívoro aquático 0 0 0 0 0 0 0 0

Percentual de indivíduos de hábito insetívoro generalista 3,2 3 4,1 3 2,1 3 5 5

Nota final 2,1 2,7 2,1 3,1

IBI POBRE POBRE POBRE REGULAR

Tabela 12. Valores de cada atributo, seus respectivos escores, nota final e categoria de IBI obtidos com os dois protocolos de amostragem e em períodos seco e chuvoso no

trecho 3 do Córrego da Água Limpa.

Protocolo 2

Protocolo 1 Protocolo 2

Seco Chuvoso

Atributos

valor obtido escore valor obtido escore valor obtido escore valor obtido escore

Percentual de Characiformes e Siluriformes 75 1 62 1 67 1 60 1

Percentual de abundância de Poecilia reticulata

25 1 36 1 32,1 1 41,8 1

Percentual de indivíduos tolerantes à hipóxia 42,9 3 41,7 3 40 3 47 3

Riqueza de espécies nativas 7 3 12 5 8 1 9 3

Número de categorias tróficas 4 5 7 5 6 5 5 5

Percentual de indivíduos nectônicos 46,4 3 37,4 3 47,7 3 22 3

Percentual de indivíduos perifitívoros 0 1 0 1 0 1 0 1

Riqueza de espécies da família Curimatidae 0 0 0 0 0 0 0 0

Riqueza de espécies Characiformes-frugívoros/herbívoros 0 0 0 0 0 0 0 0

Riqueza de espécies piscívoras 0 0 0 0 0 0 0 0

Riqueza de espécies Siluriformes 3 3 2 1 1 1 2 1

Nota final 1,8 1,8 1,5 1,6

IBI MUITO POBRE MUITO POBRE MUITO POBRE MUITO POBRE

Tabela 13. Valores de cada atributo, seus respectivos escores, nota final e categoria de IBI obtidos com os dois protocolos de amostragem e em períodos seco e chuvoso no

trecho 4 do Córrego da Água Limpa.

Protocolo 2

Protocolo 1 Protocolo 2

Seco Chuvoso

Atributos

valor obtido escore valor obtido escore valor obtido escore valor obtido escore

Percentual de Characiformes e Siluriformes 75 1 78 3 80 3 73,3 1

Percentual de abundância de Poecilia reticulata

2,2 5 0,5 5 0 5 1 5

Percentual de indivíduos tolerantes à hipóxia 7,4 5 4,8 5 3,4 5 6,4 5

Riqueza de espécies nativas 15 3 17 3 15 3 14 3

Número de categorias tróficas 5 5 6 5 6 5 6 5

Riqueza de espécies reofílicas 4 3 6 5 6 5 4 3

Percentual de indivíduos reofílicos 79,9 5 69,9 5 74 5 66 5

Riqueza de espécies Characiformes-frugívoros/herbívoros 0 0 0 0 0 0 0 0

Riqueza de espécies Siluriformes 5 3 5 3 4 3 5 3

Nota final 3,3 3,8 3,8 3,3

IBI REGULAR REGULAR REGULAR REGULAR

3. Comentários Gerais

Um resumo dos resultados pode ser visto na Tabela 14. Houve pouca alteração

da integridade biótica perante diferentes esforços de amostragem e entre os períodos

seco e chuvoso. Por tais razões e para que seja possível comparar os quatro trechos do

Córrego da Água Limpa como outros estudos em andamento no noroeste do Estado de

São Paulo (L. Casatti dados não publicados), comparações com condições físico-

químicas e estruturais do hábitat serão conduzidas com o IBI calculado para o Protocolo

1 de amostragem.

Tabela 14. Índice de qualidade química da água (SWI), índice de integridade física do hábitat (PHI) e

índice de integridade biótica (IBI) calculado com diferentes métodos de amostragem e nos dois períodos

do ano para os quatro trechos estudados no Córrego da Água Limpa.

Trechos SWI PHI

IBI

Protocolo 1*

IBI

Protocolo 2**

IBI

Seco**

IBI

Chuvoso**

Bom Regular Bom Regular Regular Regular

Regular Pobre Pobre Pobre Pobre Regular

Bom Pobre Muito pobre Muito Pobre Muito Pobre Muito Pobre

Bom Regular Regular Regular Regular Regular

* duas passagens de pesca elétrica em 75 metros de extensão

** uma passagem de pesca elétrica em 60 metros de extensão

Paralelamente ao cálculo do IBI de cada trecho, foram também calculados o

Índice de Qualidade Química para riachos (“Stream Water Index”, SWI) e o Índice

Físico do Hábitat (“Physical Habitat Index” PHI), seguindo propostas e adaptações de

Casatti et al. (2006). Os detalhes das avaliações do SWI e PHI no Córrego da Água

Limpa estão apresentados e discutidos em Ferreira & Casatti (no prelo). O SWI foi

considerado bom para todos os trechos; por outro lado, o PHI foi considerado regular

para os trechos 1 e 4 e pobre para os trechos 2 e 3 (Tabela 14).

A integridade da biota aquática pode ser influenciada pela queda na qualidade

química da água (Karr 1993), representada tanto pela lavagem dos solos contendo

defensivos agrícolas e adubos à base de nitrogênio e fósforo (Brodie & Mitchell 2005)

quanto pela descarga de esgoto doméstico. Tais compostos, quando lançados na água,

podem reduzir as concentrações de oxigênio dissolvido que é consumido durante a

decomposição das altas quantidades de compostos orgânicos e conseqüentemente

ocasionar a mortandade de muitas espécies de peixes menos tolerantes a tais condições

(Eklöv et al. 1998). Um outro tipo de impacto ocorre em áreas mais urbanizadas, onde

as indústrias despejam seus efluentes químicos in natura nos rios que correm dentro das

cidades podendo levar ao aparecimento de diversas patologias nos peixes e ao acúmulo

de compostos tóxicos ao longo da cadeia trófica, além de eliminar espécies mais

sensíveis (DelVall et al. 1998, Eklöv et al. 1998). As condições registradas no Córrego

da Água Limpa indicam que a qualidade química da água não influencia diretamente a

integridade biótica local. Contudo, as nascentes desse riacho estão localizadas na

periferia do município de Neves Paulista, e uma medida para garantir que as boas

condições registradas sejam mantidas seria monitorar a descarga de efluentes

domésticos a fim de prevenir o lançamento de esgotos clandestinos.

Mais interligado, no entanto, se mostraram os resultados da integridade física do

hábitat e da integridade biótica de cada trecho. O trecho 1 apresentou integridade física

regular, refletindo principalmente a boa diversidade de meso-hábitats (poços, corredores

e corredeiras). Tal diversidade de hábitats permite a ocorrência de várias espécies com

características biológicas diferenciadas, tais como A. altiparanae e P. argentea, espécies

nectônicas, que ocupam a coluna d’água; A. fuscoguttatus e C. aeneus que forrageiam

no fundo arenoso; G. carapo que utiliza os bancos de gramíneas marginais para abrigo e

forrageio e H. nigromaculatus que ocorre nas corredeiras de substrato rochoso. A alta

diversidade de espécies e eqüitabilidade possivelmente estão associadas à maior

heterogeneidade de hábitats disponíveis (Ferreira & Casatti no prelo). Tais

características de estrutura e composição da ictiocenose se refletem no IBI do trecho 1,

que obteve os maiores escores nos atributos “número de espécies nativas”, “número de

espécies de corredeiras”, “percentual de espécies reofílicas”, “percentual de abundância

de P. reticulata” e “dominância”.

No trecho 2 o PHI foi considerado pobre, principalmente por ser um corredor

único, sem diversidade de hábitats e substrato instável, fatores que favoreceram algumas

espécies mais generalistas de hábitos bentônicos em fundo arenoso e, em contraste,

inviabilizaram a ocorrência de espécies reofílicas. Tais fatores também foram refletidos

no IBI; por exemplo, a abundância de gramíneas nas margens, ao longo de todo trecho,

disponibilizam um micro-hábitat que favorece a ocupação de G. carapo, espécie que,

sendo dominante no ambiente (Ferreira & Casatti no prelo), contribui como um atributo

de influência negativa no IBI. A elevada abundância de P. reticulata nesse trecho

também colaborou para a queda no resultado final do IBI, pois além de ser uma espécie

exótica, está geralmente associada a hábitats simplificados, alimenta-se de uma grande

variedade de recursos e possui poucas exigências quanto à disponibilidade de sítios para

reprodução (Reznick & Bryga 1987, Trexler 1988, Oliveira & Bennemann 2004). A

ausência de espécies reofílicas e o baixo percentual de espécies de Characiformes e

Siluriformes notadamente influenciaram o baixo valor do IBI neste trecho.

No trecho 3 foi marcante a baixa riqueza de espécies, quando comparado com a

condição referência e algumas características físicas podem estar diretamente associadas

à baixa integridade biótica encontrada neste trecho. A baixa estabilidade do substrato,

elevada turbidez e profundidade deste local podem inviabilizar o estabelecimento do

perifíton e, conseqüentemente, a ocorrência de espécies de hábitos perifitívoros, como

os parodontídeos e loricariídeos. A ausência de vegetação ripária, também inviabiliza a

ocorrência de espécies que se alimentam exclusivamente de material vegetal alóctone,

como frutos e sementes. Em razão da ausência dessas várias categorias de espécies, os

escores dos atributos “número de espécies nativas”, “percentual de indivíduos

perifitívoros”, “número de espécies da família Curimatidae”, “número de espécies de

Characiformes frugívoros ou herbívoros alóctones” e “número de espécies piscívoras”

receberam pontuação muito baixa ou não foram pontuados, influenciando

negativamente a nota final do IBI deste trecho, classificado como muito pobre.

O trecho 4, embora menos heterogêneo do que o trecho 1 em razão da

predominância de corredeiras, também mostrou integridade biótica regular. Tal

resultado se deve principalmente às características físicas do hábitat que disponibilizam

micro-hábitats para diversas espécies de hábitos reofílicos, especialmente Siluriformes,

influenciando positivamente o IBI. Além disso, em razão da forte correnteza, não foram

registrados micro-hábitats que seriam utilizados por espécies tolerantes e por P.

reticulata, contribuindo para que os escores desses atributos fossem altos.

Em síntese, mesmo com algumas limitações de avaliações da qualidade de

sistemas aquáticos através de informações detectadas nas comunidades de peixes,

notamos que os atributos biológicos, ao serem confrontados com as condições

referência, mostraram que a integridade biótica foi especialmente influenciada pela

qualidade estrutural do hábitat. A combinação de ferramentas de análise que incluem

informações físico-químicas, estruturais do hábitat e biológicas, tal como aplicada neste

estudo, permitirá realizar um monitoramento em longo prazo da micro-bacia em

questão, empregando pouco tempo de trabalho no campo, baixo custo e rápida liberação

de resultados.

É importante ressaltar que projetos de recuperação de matas ciliares

desenvolvidos em riachos muito impactados, principalmente por assoreamento e

homogeneização estrutural do hábitat, deveriam incluir estratégias de manejo do hábitat

interno, por exemplo a retirada de sedimento de locais muito assoreados, para uma

recuperação mais rápida da biota aquática. O fator que merece atenção é a necessidade

de preservação dos remanescentes florestais da região e, conseqüentemente, dos cursos

d’água que estes abrigam, para que possam ser utilizados como áreas de referência para

futuros estudos que envolvam avaliações do estado de conservação de ambientes

aquáticos.

4. Agradecimentos

Agradecemos à equipe do Laboratório de Ictiologia DZSJRP-IBILCE pelo

auxílio no campo; Francisco Langeani pelo auxílio na identificação taxonômica;

Alexandre M. Silva pela análise de uso e ocupação do solo da micro-bacia;

Departamento de Zoologia e Botânica e Programa de Pós-Graduação em Biologia

Animal IBILCE-UNESP pelo apoio; IBAMA pela licença de coleta (001/2003); 4º

Batalhão da Polícia Ambiental do Estado de São Paulo pelo auxílio na localização e

reconhecimento dos pontos de coleta; Ricardo M. C. Castro e Sirlei T. Bennemann por

valiosas sugestões. Este trabalho foi financiado pela Fundação de Amparo à Pesquisa do

Estado de São Paulo (FAPESP) dentro do Programa BIOTASP/FAPESP - O Instituto

Virtual da Biodiversidade (www.biota.org.br) - através do Auxílio à Pesquisa

“Avaliação da integridade biótica dos riachos da região noroeste do Estado de São

Paulo, bacia do Alto Paraná, utilizando comunidades de peixes” (FAPESP nº 01/13340-

7). As autoras foram bolsistas da FAPESP (processos nº 02/05996-2, 03/09612-7).

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ONCLUSÕES GERAIS

1. Houve significativa influência da estrutura física do hábitat de cada trecho sobre a

estrutura das ictiocenoses, sendo que os trechos com maior complexidade estrutural

apresentam ictiocenoses com maior diversidade específica e equitabilidade;

2. os valores IBI do Córrego da Água Limpa não foram expressivamente influenciados

pelo esforço de amostragem com pesca elétrica, de forma que duas passagens em 75

metros de extensão representaram um esforço adequado para avaliações dessa natureza

na região em questão;

3. a integridade biótica de cada trecho refletiu mais a qualidade física do hábitat do que

a qualidade química da água;

4. a combinação de ferramentas de análise que inclui informações físico-químicas,

estruturais do hábitat e biológicas, tal como aplicada neste estudo, permitirá realizar um

monitoramento em longo prazo da micro-bacia em questão, empregando pouco tempo

de trabalho no campo, baixo custo e rápida liberação de resultados;

5. os projetos de recuperação de matas ciliares em riachos muito impactados,

principalmente por assoreamento e homogeneização estrutural do hábitat, devem incluir

o manejo do hábitat interno para uma melhor resposta da biota aquática.

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