ads:
A comunidade zooplanctônica de lagos de pesca da
Região Metropolitana de São Paulo: aspectos
ecológicos e sanitários
Maria Ângela de Abreu Cabianca
Tese apresentada ao Programa de Pós-
Graduação em Saúde Pública da
Faculdade de Saúde Pública da
Universidade de São Paulo para obtenção
do título de Doutor em Saúde Pública.
Área de Concentração: Saúde Ambiental
Orientador: Prof
a
. Dr
a
. Suzana Sendacz
São Paulo
2005
ads:
Livros Grátis
http://www.livrosgratis.com.br
Milhares de livros grátis para download.
RESUMO
Cabianca MAA. A comunidade zooplanctônica de lagos de pesca da Região
Metropolitana de São Paulo: aspectos ecológicos e sanitários. São Paulo; 2005 [Tese
de Doutorado - Faculdade de Saúde Pública da Universidade de São Paulo].
O presente estudo integra um projeto multidisciplinar que visou elaborar um diagnóstico
ecológico-sanitário de 30 pesqueiros da Região Metropolitana de São Paulo. Como o
objetivo principal de caracterizar a composição, a estrutura e a dinâmica da comunidade
zooplanctônica dos lagos de pesca e suas relações com variáveis bióticas e abióticas
destes ecossistemas, foram realizadas coletas de água em dois períodos do ano:
estiagem-frio (setembro/outubro de 2001) e chuvoso-quente (fevereiro/março de 2002).
Os resultados obtidos evidenciaram que a comunidade zooplanctônica destes ambientes
foi semelhante em estrutura e composição à de corpos d´água eutróficos da bacia do
Alto Tietê. Verificou-se a dominância de poucos táxons na maioria dos lagos estudados,
nos dois períodos amostrados, o que evidencia uma comunidade sujeita a freqüentes
instabilidades. As principais características observadas no zooplâncton estiveram
possivelmente associadas ao manejo adotado nestes lagos. Este, quando inadequado,
pode produzir efeitos indesejáveis do ponto de vista ecológico e sanitário. Tais efeitos
associados à localização destes pesqueiros, instalados preferencialmente em áreas de
mananciais da Região Metropolitana de São Paulo, podem resultar em riscos ao
abastecimento de água dos municípios da região.
Descritores: zooplâncton, eutrofização, qualidade de água, pesqueiros, manejo
ads:
ABSTRACT
Cabianca MAA. The zooplankton community of fee-fishing systems of the
Metropolitan Region of São Paulo: ecological and sanitary aspects. São Paulo; 2005
[Tese de Doutorado - Faculdade de Saúde Pública da Universidade de São Paulo].
This study is part of a multi-institutional project developed with the purpose to provide
an ecological and sanitary diagnosis of 30 fee-fishing of the Metropolitan Region of São
Paulo. The zooplankton community of the fee-fishing systems and its relation to biotic
and abiotic variables was evaluated through analysis of water collected in two seasonal
periods: cold and dry (September and October, 2001), and warm and rainy (February
and March, 2002). The results showed that the structure and composition of the
zooplankton community of these environments is similar to the observed for other
eutrophic aquatic systemsof Alto Tietê hydrographic basin; the dominance of few taxa
in most of the studied environments, in both periods, reflects a community submitted to
frequent instabilities; the zooplankton characteristics reflect mainly the management
imposed to these systems; the conditions generated by this inadequate management
produce undesirable ecological and sanitary effects. Due to the establishment of the fee
fishing mainly in water catchment areas of the Metropolitan Region of São Paulo, they
represent a risk in terms of water supply for the municipalities involved.
Key words: zooplankton, eutrophication, water quality, fee fishing, management.
ÍNDICE
1 - INTRODUÇÃO ................................................................................................1
2 - OBJETIVOS
2.1 - Objetivos Gerais ..................................................................................11
2.2 - Objetivos Específicos...........................................................................11
3 - MATERIAL E MÉTODOS.............................................................................12
3.1 - Variáveis físicas, químicas e clorofila a ..............................................14
3.2 - Análise qualitativa e quantitativa do zooplâncton ...............................15
3.3 - Análise estatística ................................................................................16
3.4 - Metodologia para a caracterização do entorno ....................................18
3.5 - Caracterização climatológica................................................................19
4 - RESULTADOS
4.1 - Caracterização da área estudada
4.1.1 - Entorno ..................................................................................20
4.1.2 - Características das áreas de localização das bacias
hidrográficas.......................................................................................21
4.1.2 - Características gerais dos lagos estudados .............................30
4.2 - Caracterização climatológica................................................................33
4.3 - Variáveis físicas e químicas e concentração de clorofila a ..................36
4.4 - Comunidade zooplanctônica
4.4.1 - Composição da comunidade...................................................40
4.4.2 - Diversidade, riqueza e equitatividade.................................... 48
4.4.3 - Relação com o estado trófico................................................. 56
4.5 - Análise estatística
4.5.1 - Análise de Componentes Principais das variáveis ambientais e
clorofila a ..........................................................................................59
4.5.2 - Análise de Componentes Principais da comunidade
zooplanctônica
4.5.2.1 - Rotíferos.................................................................62
4.5.2.2 - Crustáceos..............................................................65
4.5.3 - Análise de agrupamento (Cluster)..........................................68
5 - DISCUSSÃO
5.1 - Variáveis físicas e químicas e concentração de clorofila a ..................74
5.2 - Comunidade zooplanctônica
5.2.1 - Composição da comunidade...................................................78
5.2.2 - Relação com o estado trófico e com aspectos de interesse
sanitário .............................................................................................87
6 - CONCLUSÕES..........................................................................................92
7 - REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS.......................................................94
1
1. Introdução
Um dos problemas mais graves da Região Metropolitana de São Paulo
(RMSP) é a ameaça aos recursos hídricos desta área que sofre pressão intensa da
ocupação não planejada e os impactos decorrentes sobre a qualidade e
disponibilidade de água para a metrópole.
Os problemas da RMSP têm sido objeto de estudo de diversas áreas do
conhecimento pela importância crescente desta região no cenário econômico
nacional, por concentrar 10,5% da produção brasileira e comportar 18,8 milhões de
habitantes numa área de 8.051 km
2
. Esta concentração populacional se intensificou
nos últimos anos, gerando problemas que constituem um grande desafio para
cientistas, urbanistas, planejadores e políticos.
Segundo MEYER et al. (2004) o “padrão predatório de expansão urbana”
- loteamentos ilegais, irregulares e clandestinos, invasões e favelas de periferia
localizados em áreas impróprias à urbanização - produz impactos negativos sobre os
principais mananciais que alimentam os sistemas produtores de água. Os autores
mencionam também as distorções da legislação vigente, em especial a que visa a
proteção das áreas de mananciais, como co-responsáveis ao processo de degradação
ambiental observado.
Embora as situações mais críticas de ocupação sejam verificadas nas
bacias Guarapiranga e Billings, o “padrão predatório” de ocupação tende a se
reproduzir em outros sistemas produtores de água como as sub-bacias de drenagem
do Alto Tietê (Cabeceiras) e da Cantareira.
A presença dos estabelecimentos conhecidos como “pesque-pague”
tornou-se um elemento comum na paisagem da região nos últimos dez anos, tendo
surgido como uma alternativa de geração de renda aos pequenos proprietários rurais
e como opção de lazer aos moradores da zona urbana, carente de áreas verdes e
espaços livres. Segundo informações de fornecedores de produtos e prestadores de
serviços aos pescadores e proprietários destes estabelecimentos, calcula-se que
existam cerca de 1500 pesqueiros na RMSP.
2
O termo “pesque-pague” tem sido usado, tanto na imprensa quanto por
órgãos governamentais, para designar um estabelecimento onde se paga pelo direito
de pescar. Existem algumas modalidades destes estabelecimentos, conforme a
modalidade de pagamento e destino do produto: pesque e pague (paga-se por peso ou
por unidade de peixe), pague e pesque (paga-se por tempo de permanência, com
direito ao produto da pesca), pesque e solte, entre outras.
KUBITZA (1997) divide os pesqueiros em duas classes, de acordo com a
estratégia comercial e o tipo de manejo adotado para os estoques de peixes: os
pesqueiros de concessão (aluguel) de pesca, prática mais comum nos Estados Unidos
do que no Brasil, e os do tipo pesque-pague ou pague-pesque. Neste trabalho
empregaram-se os termos pesque-pague ou pesqueiro, indiferentemente à
modalidade do estabelecimento de pesca.
A denominação de “lago” dada a estes ecossistemas aquáticos de natureza tão
variável é controvertida. A finalidade, no entanto, é única: manter o peixe, já adulto,
em condições adequadas e favoráveis a sua captura pelos pescadores que procuram o
estabelecimento. Optou-se neste estudo pelo emprego da expressão “lago de pesca”
para se referir especificamente a estes ambientes que contemplam diversas de
origens, formas, presença ou ausência de revestimento, apresentando em comum
apenas a finalidade da prática de pesca esportiva.
SIPAÚBA-TAVARES (1994) definiu como viveiros “os corpos d’água
construídos pelo homem por represamento e/ou escavação do terreno natural” e
tanques, os corpos d’água “menores, construídos de alvenaria, concreto ou outro
material adequado”.
KUBITZA (1997) empregou o termo “tanques de pesca”, mencionando que
represas e lagos disponíveis nas propriedades podem ser adaptados para o sistema de
pesca.
LOPES (2000) chamou de lagos de pesca os ambientes aquáticos onde se
pratica a pesca esportiva.
3
Por sua pouca profundidade poderiam ser classificados como lagoas, mas o
fato de não apresentarem uma zona eufótica que corresponda a toda a coluna d’água
nem apresentarem macrófitas aquáticas em toda a sua extensão, conforme a definição
de lagoa contida em ESTEVES (1988), poderiam se situar melhor na categoria de
lagos artificiais como a maioria das represas e açudes. A ausência de macrófitas
aquáticas neste sistema pode estar relacionada aos constantes esvaziamentos e
preenchimentos a que são submetidos os lagos, com o objetivo de renovar a água
para o recebimento de novas cargas de peixe, o que implica num tempo de residência
mais curto que o de outros ambientes lênticos.
De modo geral, os proprietários de pesque-pague referem-se a diversos “lagos
de pesca” em suas propriedades e atendem, ainda que intuitivamente, a
recomendação feita por KUBITZA (1997) de disponibilizar aos pescadores pelo
menos dois lagos de pesca em seu pesqueiro, permitindo a eles que escolham em
qual pescar. A utilização do termo “lago de pesca” vem se integrando à linguagem
dos proprietários e freqüentadores de pesqueiros e seu significado torna-se cada vez
mais familiar aos que visitam ou trabalham neste setor de atividades.
A procura por corpos d’água de boa qualidade, que garantam uma
imagem de “ambiente saudável” para os freqüentadores faz com que estes
empreendedores procurem áreas próximas às nascentes e rios pouco impactados pela
ocupação urbana. Como conseqüência, a grande concentração destes pesqueiros se
dá próximo ou dentro de áreas de mananciais, sobretudo nas imediações das represas
Billings, Guarapiranga e nos reservatórios do sistema Cantareira.
Em todo o Estado de São Paulo, onde se tornou uma importante
alternativa de renda para muitos agricultores e pecuaristas, calcula-se a existência de
mais de 3.000 pesqueiros que, só na bacia do rio Piracicaba, segundo KITAMURA et
al. (1999), geram uma renda de US$ 60 milhões para os empreendedores. Estes
autores afirmam que um problema crítico nos pesqueiros estudados é a qualidade da
água e recomendam um estudo mais cuidadoso neste sentido. Tal medida visa não só
aumentar a rentabilidade dos pesqueiros como também evitar problemas mais sérios
à saúde da população que os freqüenta e consome seus peixes. Deve-se ressaltar a
4
importância desta atividade na diversificação da economia, principalmente na
possibilidade de combinações da aqüicultura, indústria e comércio, já que muitos dos
estabelecimentos mantêm, além dos tanques de pesca, uma estrutura capaz de atender
aos visitantes, com restaurantes e atrativos para o turismo rural. Segundo relatório da
EMBRAPA (2003), estas contribuições devem gerar impactos positivos para o
desenvolvimento de comunidades locais mas podem produzir impactos ambientais se
não houver adequação do manejo.
Sobre a opção da implantação de piscicultura para povoamento de
represas BRANCO & ROCHA (1977) afirmam que não há compatibilidade da
qualidade da água exigida para o abastecimento com a água para a produção de
peixes, que requer certo grau de eutrofização para garantir sua produtividade.
VINATEA ARANA (2004) elenca os principais impactos que
aqüicultura provoca no ambiente circundante: modificação da vazão e da temperatura
da água; aumento da concentração de nitrogênio, fósforo, sólidos em suspensão,
demanda química de oxigênio; diminuição da concentração de oxigênio dissolvido;
contaminação por substâncias químicas e antibióticos; produção de sedimentos ricos
em matéria orgânica; floração de algas em águas eutrofizadas; modificação do índice
biótico (comunidades de invertebrados) e modificação do índice de integridade
biótica (populações de peixes); poluição e erosão genéticas; aumento do risco de
disseminação de enfermidades.
O estudo realizado por pesquisadores da EMBRAPA (2003) sobre
pesque-pagues do interior de São Paulo aponta como impactos negativos da atividade
os efeitos sobre a paisagem (com alteração do padrão de drenagem de micro-bacias e
aumento do risco de erosão), a deterioração da qualidade da água com a utilização
excessiva de rações e restos de alimentos e o aumento na concentração de coliformes
fecais pela presença de animais domésticos nas imediações.
A localização de lagos destinados à pesca esportiva à montante de
reservatórios de abastecimento representa, portanto, uma preocupação a mais em
relação aos cuidados necessários à garantia da qualidade da água dos efluentes
produzidos por esta atividade.
5
A avaliação e o controle da qualidade da água dos lagos de pesca são
imprescindíveis não apenas para garantir a rentabilidade do empreendimento a médio
e longo prazo, como também na tentativa de evitar o comprometimento da saúde da
população que freqüenta e consome seus peixes.
Muitos relatos, tanto de proprietários, usuários ou técnicos que visitam
eventualmente os pesqueiros, mencionam a ocorrência de “águas esverdeadas”,
mortalidade de peixes por razões desconhecidas, ou ainda a presença de peixes com
características morfológicas alteradas. Além disso, irregularidades ocorrem em
muitos destes ambientes em virtude da falta de fiscalização por órgão competente, da
preocupação preponderante em maximizar a produção de peixes através de
fertilização dos lagos, da ausência de cuidados com relação ao esgoto ou lixo
produzidos nas imediações, entre outras causas.
Também é preocupante o impacto causado pelos efluentes provenientes
de lagos de pesca comercial que muitas vezes são encaminhados, sem qualquer tipo
de tratamento, para corpos d’água estratégicos ao abastecimento de alguns
municípios.
Estudos realizados por ELER & ESPÍNDOLA (2003) ressaltam os
impactos negativos associados à operação dos pesque-pagues. Dentre eles, os mais
significativos são a produção de efluentes eutrofizados e a introdução de espécies
exóticas nas bacias de drenagem.
As características destes lagos de pesca apresentam algumas
peculiaridades: de modo geral são lagos rasos, com tempo de residência mais
reduzido e variável que de outros lagos, determinado principalmente pela
disponibilidade de água, freqüência de chuvas ou pela necessidade de “renovar” o
ambiente para receber novo lote de peixes. Há casos em que a renovação da água é
feita duas vezes ao dia.
Diferentemente dos sistemas convencionais de piscicultura, os peixes são
colocados já adultos nos lagos, onde são alimentados intensivamente para atingir
peso e tamanho atraente para os pescadores. Os estágios anteriores de
6
desenvolvimento, como larvas e alevinos, são considerados indesejáveis e
freqüentemente descartados.
Torna-se, portanto, difícil prever o modelo de funcionamento deste
ecossistema tão manipulado e constantemente alterado.
A associação que se estabelece entre a saúde humana e a saúde dos
ecossistemas é tratada por NIELSEN (2001) que ressalta que “a promoção da saúde
humana deve incluir a busca pela saúde do ecossistema”. O autor reconhece como
sendo de grande utilidade o conhecimento de diferentes comunidades que podem se
tornar em seu conjunto, importantes indicadores da saúde do ecossistema.
Conforme o conceito proposto por FORATINI (1992), “a saúde é
resultante, em nível de organismo, do desempenho fisiológico, traduzido pela
ausência de desabilidade funcional”. Se tal conceito é transposto a um outro nível
organizacional dos seres vivos, ou seja, se ao invés de considerarmos o organismo,
consideramos o ecossistema, poderemos considerá-lo saudável se seus aspectos
funcionais operarem plenamente (saúde plena) ou satisfatoriamente (saúde relativa).
A análise das comunidades planctônicas possibilita a compreensão das
condições existentes no ambiente aquático, pois as espécies que as constituem
representam sensores precisos das propriedades do manancial (BRANCO, 1991).
A estrutura e dinâmica do plâncton respondem rapidamente às mudanças
do ambiente, podendo funcionar como indicadores ecológicos e auxiliar no
entendimento da dinâmica do ecossistema (NOGUEIRA & MATSUMURA-
TUNDISI, 1996).
O zooplâncton, por representar um dos elos da cadeia alimentar
estabelecida em ambientes aquáticos, ocupa importante papel na estrutura trófica das
comunidades aquáticas, proporcionando a ligação entre produtores e consumidores.
Deste modo, a herbivoria exercida por alguns grupos do zooplâncton pode regular a
densidade e diversidade do fitoplâncton, promovendo o desenvolvimento de micro-
algas coloniais ou filamentosas ou reduzindo o fitoplâncton menor e mais
7
consumível (LAMPERT, 1982).
A diversidade de hábitos alimentares dos grupos que compõem a
comunidade possibilita que se façam inferências sobre o papel destes organismos
como indicadores da qualidade da água.
A influência controladora recíproca exercida pelas comunidades
aquáticas e as fontes alimentares disponíveis no ambiente é discutida por CAIRNS et
al. (1993): variações no aporte de nutrientes influem na quantidade e qualidade do
alimento disponível (efeito “bottom-up”), enquanto este é controlado pela predação
(efeito “top-down”).
Segundo MORIARTY (1997), o microzooplâncton exerce importante
papel também na ciclagem de nutrientes de lagos de aqüicultura como mineralizador
de nitrogênio ao se alimentar de bactérias.
PINTO COELHO (2000) afirma que as bactérias pequenas e de
crescimento rápido podem ser a principal fonte de alimento de muitos rotíferos e
cladóceros do zooplâncton tropical. O autor reforça ainda a importância do
zooplâncton na remineralização de nutrientes (pela excreção de amônia e
ortofosfato), papel que anteriormente era atribuído prioritariamente às bactérias.
As novas metodologias de estudo das bactérias permitiram diferenciá-las
mais, tanto em relação a sua taxonomia, quanto aos diferentes papéis e interações que
desempenham nos ecossistemas. A melhor compreensão das ‘rotas tróficas
alternativas’ por onde fluem matéria e energia possibilita a identificação de outras
fontes de alimento e energia e de diferentes relações tróficas entre os organismos das
comunidades aquáticas. O zooplâncton, que apresenta várias espécies consumidoras
de bactérias associadas ou não a flagelados e ciliados, tem sido considerado o
principal agente remineralizador na zona pelágica de mares e grandes lagos (PINTO
COELHO , op. cit.).
Há ainda a possibilidade de algumas espécies do zooplâncton estarem
associadas a bactérias patogênicas, como as do gênero Vibrio o que aumenta a
8
importância de seu controle do ponto de vista sanitário. ARAÚJO et al. (1996)
estudaram a influência do copépode Mesocylops longisetus na sobrevivência de
Vibrio cholerae em água doce, constatando a associação da bactéria ao copépode.
Em HUQ & COLWELL (1995) e HUQ et al. (1996) tal associação é registrada com
freqüência seja em ambiente marinho ou de água doce.
VENKATESWARA et al. (1989) ressaltam que o aumento da
concentração de nutrientes, originado principalmente pelo lançamento de esgotos,
estimula a proliferação deste patógeno. A presença de crustáceos planctônicos
favorece o desenvolvimento destas bactérias mas não são responsáveis por sua
ocorrência nos corpos d’água
A escassez de informações sobre os ambientes constituídos pelos
pesqueiros e a possibilidade destes virem a produzir meios propícios às florações de
cianobactérias constitui um outro problema a ser avaliado devido à gravidade da
situação representada pelos efeitos nocivos causados por estas aos organismos
aquáticos e à população envolvida.
Estudos realizados em outros países sugerem que a eutrofização é um
problema sério enfrentado em tanques de criação de peixes, podendo ser causada por
diversos fatores, entre eles o uso de fertilizantes químicos na agricultura, bem como
produtos compostos por polifosfatos que podem ser desencadeadores de um processo
de enriquecimento artificial em diversos ecossistemas aquáticos. Este processo
produz mudanças na qualidade da água, incluindo a redução de oxigênio dissolvido,
perda das qualidades cênicas, aumento do custo de tratamento, morte extensiva de
peixes e aumento de incidências de florações de microalgas e cianobactérias
(AZEVEDO, 1998).
Florações de cianobactérias são comuns em lagos ou tanques de cultivo,
especialmente em regiões tropicais, onde as altas temperaturas, pequena circulação
da água e altos teores de nutrientes criam condições favoráveis para o
desenvolvimento deste grupo.
Na cidade de São Paulo MATSUZAKI (2002) E MATSUZAKI et al.
9
(2004) realizaram estudos abordando aspectos ecológicos e sanitários da comunidade
fitoplanctônica de um pesqueiro e constataram a presença de cianobactérias
potencialmente tóxicas.
Os efeitos das cianotoxinas sobre o zooplâncton podem ser de caráter
inibitório, onde a formação de colônias ou filamentos interfere na filtração e o
alimento disponível é de baixo valor nutritivo e pouco digerível, ou toxicológico.
Este caso é verificado na ocorrência de cepas tóxicas de cianobactérias, cujas causas
não são ainda bem determinadas, mas sabe-se que compostos secundários, como as
microcistinas, são produzidos por cianobactérias e seu efeito sobre os invertebrados
não é tão bem conhecido como em mamíferos.
Dentre os estudos realizados no Hemisfério Norte que abordam
interações entre o zooplâncton e cianobactérias, destacam-se os DE MOTT et al.
(1991), FULTON & JONES (1991), HANAZATO (1991), HENNING et al. (1991),
HIETALA et al. (1996), JUNGMANN et al. (1991 e 1994), KOTAK et al. (1996),
VASCONCELOS (1990 e 1999), entre outros.
No Brasil os efeitos tóxicos de Microcystis aeruginosa sobre cladóceros
na lagoa de Jacarepaguá (RJ) foram avaliados por FERRÃO FILHO, (1998) e
FERRÃO FILHO et al. (2000). Outros grupos de pesquisadores brasileiros têm
acompanhado a ocorrência de florações de algas tóxicas e avaliado seu potencial de
toxicidade em São Paulo (ZAGATTO, 1995) e no Rio Grande do Sul
(MATTHIENSEN et al., 1999, WERNER et al., 2000).
Outro aspecto a ser considerado no estudo da comunidade zooplanctônica
de lagos de pesca é a própria estrutura da comunidade que aí se estabelece, levando-
se em conta o curto tempo de residência decorrente da alta taxa de renovação e
circulação de água, com a finalidade de promover oxigenação e eliminação de
“substâncias indesejáveis”.
Deve-se considerar, ainda, a possível influência sobre a composição da
comunidade zooplanctônica constante introdução de peixes trazidos de diferentes
regiões do país (Paraná e Mato Grosso, principalmente), juntamente com a água
10
procedente do local de cultivo, levando a supor que inúmeras espécies do
zooplâncton possam estar sendo transportadas entre diferentes bacias hidrográficas.
Torna-se importante que se realizem investigações sobre estas ações e suas
conseqüências para a biodiversidade, sobretudo para os organismos de água doce.
Os trabalhos sobre a qualidade da água e as comunidades aquáticas dos
lagos de pesca ainda são pouco numerosos, podendo-se citar os que vêm sendo
desenvolvidos pela EMBRAPA (2003) no interior do estado de São Paulo e pelo
grupo de pesquisadores do CHREA- USP, coordenados por ELLER & ESPÌNDOLA
(2003), com pesqueiros da bacia do rio Mogi-Guaçu; como também são raros os
estudos que enfocam a saúde de peixes procedentes de pesque-pague, como o
realizado por VARGAS et al. (2003). KUBITZA (1997) propõe algumas
recomendações para os sistemas de pesca recreativa que incluem os cuidados com a
infra-estrutura básica e a manutenção da qualidade da água, baseada num programa
de adubação e no controle de aspectos físicos e químicos, principalmente oxigênio
dissolvido, transparência, pH, amônia e nitrito, além de alguns aspectos relacionados
ao estoque de peixes nos tanques de pesca. Um aprofundamento sobre as condições
limnológicas dos lagos de pesca, incluindo as comunidades aquáticas, pode
representar uma contribuição importante à compreensão dos aspectos funcionais e
dinâmicos destes ecossistemas.
Este estudo fez parte do projeto: Diagnóstico Ecológico-Sanitário de
Pesqueiros da Região Metropolitana de São Paulo, financiado pela FAPESP e
desenvolvido por pesquisadores do Instituto de Pesca - Secretaria de Agricultura e
Abastecimento, Instituto de Botânica - Secretaria do Meio Ambiente, e do
Departamento de Microbiologia da Faculdade de Saúde Pública - USP. O objetivo do
projeto foi de realizar um levantamento das condições ecológicas e sanitárias em que
funcionam estes pesqueiros, a partir da análise física, química e biológica da água e
dos aspectos biológicos e sanitários dos peixes encontrados nos lagos de pesca.
11
2. OBJETIVOS
2.1 - Objetivo geral
• Conhecer a estrutura e dinâmica da comunidade zooplanctônica dos lagos de
pesque-pague da Região Metropolitana de São Paulo, contribuindo com
subsídios para o diagnóstico ecológico-sanitário dos lagos de pesca da Região
Metropolitana de São Paulo
2.1 - Objetivos específicos
• Avaliar a influência do manejo dos lagos de pesque-pague na composição da
comunidade zooplanctônica.
• Estabelecer relações entre a comunidade zooplanctônica e outras variáveis
bióticas e abióticas destes ambientes.
• Avaliar os efeitos da introdução de espécies exóticas de peixes sobre a
composição da comunidade zooplanctônica da bacia hidrográfica estudada.
• Avaliar a influência exercida pelas florações de algas na comunidade
zooplanctônica destes lagos.
• Oferecer informações que subsidiem um plano de manejo para os lagos de
pesque-pague, visando obter melhores condições ecológicas e sanitárias,
garantindo a boa qualidade do ambiente e da saúde da população.
12
3. Material e Métodos
• Área de estudada
Foram selecionados 30 pesqueiros na Região Metropolitana de São
Paulo, levando-se em conta as condições de acesso ao local e disponibilidade do
proprietário em participar do levantamento. Para os pesqueiros onde se realizou o
estudo foi definido um código numérico (por razões éticas o nome do
estabelecimento não foi mencionado bem como suas coordenadas geográficas). A
distribuição por municípios resultou da seguinte forma: 2 pesqueiros no município de
Santa Isabel; 1 no município de Arujá; 3 no município de Mairiporã; 3 no município
de Santana do Parnaíba; 1 no município de Itapecerica da Serra; 2 no município de
Vargem Grande Paulista; 1 no município de São Lourenço da Serra; 6 na região de
Santo Amaro, município de São Paulo, 2 no município de Mauá; 3 no município de
Suzano; 1 no município de Ribeirão Pires; 1 no município de São Bernardo do
Campo; 1 no município de Mogi das Cruzes e 3 no município de Cotia (figura 1).
• Período de Amostragem
Foram feitas duas séries de coletas nos lagos de pesca dos pesqueiros,
uma no final do período estiagem/frio (setembro/outubro de 2001) e outra no final
período chuvoso/quente (fevereiro/março de 2002). Foi amostrado um lago de cada
estabelecimento, em geral localizado à jusante do sistema de lagos. Devido a grande
variação da morfometria dos lagos estudados, optou-se amostrar em todos eles um
ponto onde a profundidade variasse entre 1m e 1,5m, sendo amostrada toda a coluna
d’água para as amostras de zooplâncton e a sub-superfície para as demais variáveis.
13
Figura 1
-
Mapa da Região Metropolita
na de São
Paulo com a localização dos pesqueiros estudados.
14
3.1 - Variáveis físicas, químicas e clorofila-a.
Para a determinação feita em campo das variáveis como temperatura da água
(
o
C), oxigênio dissolvido (mg/L), pH, turbidez (UNT) e condutividade elétrica (µS/cm)
empregou-se uma sonda multiparâmetros da marca Horiba, modelo U22. A
transparência da água foi determinada utilizando-se um disco de Secchi.
As análises das amostras de clorofila-a, sólidos totais em suspensão,
nitrogênio inorgânico e fósforo total foram realizadas no Centro de Pesquisa e
Desenvolvimento em Recursos Hídricos do Instituto de Pesca (Secretaria de Agricultura
e Abastecimento do Estado de São Paulo). As amostras para a determinação destas
variáveis foram filtradas com auxílio de bomba a vácuo, através de filtro Milipore AP
20, de 4,5 µm de porosidade e, posteriormente, congeladas. A metodologia empregada
na determinação é descrita a seguir:
• Clorofila-a (µg/L) – determinada pelo método de extração por etanol,
conforme MARKER et al. (1980)
• Sólidos totais em suspensão (mg/L): técnica gravimétrica descrita em
WETZEL e LIKENS (1991).
• Nitrogênio inorgânico (mg/L): obtido da soma das concentrações de
nitrato, nitrito (determinadas pelo método de Griess modificado (GINÉ et
al., 1980)) e nitrogênio amoniacal (determinada pelo método de Nessler
(APHA, 1979)).
• Fósforo total (mg/L): técnica descrita em SRICKLAND & PARSONS
(1960) - para esta determinação não se empregou a etapa da filtragem.
15
3.2 - Análise qualitativa e quantitativa do zooplâncton
A partir de amostras coletadas com rede de plâncton de malha de 60 µm,
onde, com o auxílio da bomba de sucção submergível, marca Rule, modelo 1500/2000
GPH, acoplada a uma bateria de 12 volts; foi filtrado um volume de 100 L de água e
acondicionado em frascos de 200 mL. As amostras foram fixadas em solução de
formalina a 4%.
Foi feita a identificação e quantificação dos organismos zooplanctônicos
com o auxílio de microscópio óptico e estereoscópico e bibliografia especializada,
empregando-se as técnicas de sub-amostragem diferenciadas para rotíferos e
microcrustáceos.
Para a quantificação dos rotíferos foram contadas alíquotas de 1 ml da
amostra, em lâmina de Sedgewick-Rafter sob microscópio óptico (contou-se um número
de alíquotas necessário a atingir 300 indivíduos deste grupo).
A quantificação dos crustáceos foi feita a partir da contagem de sub-
amostras contidas em quadrantes de uma placa de Petri de aproximadamente 10 cm de
diâmetro; quando se verificaram densidades muito baixas de organismos
zooplanctônicos, a amostra foi contada em sua totalidade.
Algumas amostras apresentaram grande abundância de protozoários que não
foram incluídos neste estudo por requererem técnicas específicas de coleta e
identificação.
Para a caracterização da estrutura da comunidade foram determinados:
• a – Densidade Numérica: número de organismos por metro cúbico, a
partir da fórmula D=N/V, onde D é a estimativa da densidade expressa
em indivíduos por metro cúbico (ind/m3), N o número de indivíduos
capturados e V o volume filtrado pela rede;
16
• b – Abundância Relativa: porcentagem de indivíduos pertencentes a um
grupo taxonômico em relação ao número total de organismos da amostra;
• c – Riqueza (S): somatória dos táxons presentes na amostra;
• d – Diversidade (H’): calculada através do Índice de Shannon-Weaver
(1949 apud ODUM, 1985) através da fórmula
onde s é o número de espécies; Ni o número de indivíduos em cada
espécie e N o número total de indivíduos.
• e – Equitatividade ou uniformidade (E): calculada através da expressão
de PIELOU (1975 apud ODUM, 1985), utilizando a fórmula E =
H’/H’max, onde H’ é a diversidade de espécies obtida pelo índice de
Shannon-Weaver e H’max, a diversidade de espécies sob condições de
máxima equitatividade.
3.3 - Análise estatística
• “Box-Plot”
Para a análise dos resultados das variáveis físicas e químicas e de clorofila-a,
foram elaborados gráficos do tipo Box-Plot, que possibilitam a observação da faixa de
variação dos dados e a detecção de valores extremos. Cada conjunto de dados é
apresentado em quatro áreas: um retângulo (“box”) que compreende 50% dos dados ,
dividido em duas partes pela mediana daquele conjunto de dados; a média é representada
por uma cruz. O gráfico resultante representa de modo diagramático 5 números
sumários: os valores mínimo e máximo, os quartis inferior e superior e a mediana.
N
Ni
N
Ni
H
s
i
log
2
1
∑
=
−=
17
• Análise multivariada
Foram elaboradas para os lagos estudados matrizes de covariânica dos
valores obtidos para as variáveis ambientais e clorofila-a, transformados em log (x+1)
para normalização; aplicou-se a Análise de Componentes Principais (ACP), técnica
estatística multivariada que trabalha com a estrutura interna de matrizes e consiste em
um método de fracionar uma matriz de associação em um conjunto de eixos ortogonais
(perpendiculares) ou componentes (LUDWIG e REYNOLDS, 1988).
Esta análise foi aplicada também para os táxons mais freqüentes do
zooplâncton (com freqüência de ocorrência superior a 70% das amostras), sendo
elaboradas matrizes de correlação entre os valores de densidades numéricas. Foi
também aplicada a análise de agrupamento (“cluster analysis”) que tem como objetivo
evidenciar as associações entre espécies, ou seja, reconhecer entre as mesmas um grau
de similaridade suficiente para reuni-las em um mesmo conjunto, visando descrever, da
maneira clara e sintética, a estrutura de um corpo d’água, determinando a composição e
a extensão das suas unidades funcionais (VALENTIN, 2000).
Esta análise foi aplicada também com a intenção de agrupar os pesqueiros
estudados, conforme sua similaridade em relação aos táxons mais freqüentes do
zooplâncton. Foi empregado o método de aglomeração de Wards (variância mínima)
que, segundo VALENTIN (op. cit), é considerado o mais eficiente, embora não
apresente o melhor coeficiente cofenético (o coeficiente cofenético mede o grau de
distorção de um dendrograma). Neste método, um grupo será reunido a um outro se essa
reunião proporcionar o menor aumento da variância intragrupo. Utilizou-se como
medida de distância o coeficiente de correlação de Pearson.
O programa estatístico empregado para estas análises é o PC-ORD, versão
3.0 para Windows (McCUNE & MEFFORD, 1997).
18
3.4 - Metodologia para a caracterização do entorno
Utilizando o mapa da Região Metropolitana de São Paulo contendo a
localização dos pesqueiros estudados, carta base da Região Metropolitana de São Paulo
(1979), em escala de 1:100000, e com informações adicionais sobre a UGRHI 6
(Unidade de Gerenciamento de Recursos Hídricos n
o
6 - Alto Tietê) , realizou-se a
divisão dos pesqueiros por sub-bacias. Também foram extraídas destas fontes as
informações sobre a drenagem, uso do solo, geologia, geomorfologia e clima da área
abrangida pelas sub-bacias do Alto Tietê.
Foram utilizadas também as informações contidas em mapas temáticos
elaborados pelo Laboratório de Informática Geológica do Instituto de Geociências –
USP, do projeto Banco de Dados Espaciais para a Bacia Hidrográfica do Alto Tietê (IG
USP, 1999).
Em relação à bacia do rio Paraíba do Sul foi feita uma caracterização geral
(www.sigrh.sp.gov.br), havendo apenas um pesqueiro estudado nesta área e localizado
muito próximo à bacia adjacente (Alto Tietê – Sub-bacia Cabeceiras).
O levantamento realizado nos pesqueiros contribui para parte das análises
ambientais necessárias que devem ser utilizadas no planejamento e manutenção de tal
atividade.
Para todos os pesqueiros visitados foram levantadas, com o auxílio de GPS
(Global Position System), suas coordenadas geográficas e altitudes, posteriormente
localizadas no mapa em gabinete. Com a carta base da Região Metropolitana de São
Paulo (1979), foram projetadas as coordenadas geográficas, gerando um mapa com a
localização dos pesqueiros (figura 1). Tal localização, pela escala utilizada (1:100.000),
apresenta distorções e não é precisa no nível dos cursos d’água, porém para efeito de
análise, pode ser considerada com maior precisão no nível da divisão de bacias
hidrográficas proposta pela CETESB (1999).
19
O levantamento em campo realizado nos pesqueiros levou em consideração
aspectos passíveis de serem detectados por meio de observação das condições gerais do
local. Para tanto, uma ficha com o levantamento das características foi confeccionada
especialmente para dar suporte ao trabalho de campo (anexo 1).
3.5 - Dados climatológicos
Os dados climatológicos foram obtidos no site do IAG-USP (2004), de onde
foram extraídas as temperaturas mínimas, médias e máximas mensais e volume de
precipitação mensal dos anos de 2001 e 2002
20
4. RESULTADOS
4.1 - Caracterização da Área Estudada
4.1.1 - Entorno
A área do estudo concentrou-se quase que em sua totalidade na bacia
hidrográfica do Alto Tietê (figura 1), com exceção de um pesqueiro localizado na bacia
hidrográfica do rio Paraíba do Sul. O mapa resultante do estudo de localização dos
pesqueiros na Região Metropolitana de São Paulo (RMSP) está representado na figura 1.
A tabela 1 mostra a altitude dos pesqueiros amostrados e algumas características
observadas na área de entorno ao lago estudado.
Dentre os pesqueiros levantados, 76,6% apresentavam cobertura vegetal do tipo
grama e 6,6% não apresentavam cobertura alguma. Associada a presença de grama,
13,3% apresentavam solo exposto e 16,6% apresentavam outro tipo de vegetação e
apenas 6,6% demonstravam cuidados de ajardinamento, buscando cumprir funções
relacionadas à estética em espaços livres
1
.
Em relação aos topos de morro, que são áreas de preservação permanente,
segundo a Lei 4.771/65 do Código Florestal Brasileiro, em 16,6% dos pesqueiros eles
estão desmatados ou estão ocupados com atividades agrícolas; 36,6% dos pesqueiros
visitados, apresentavam reflorestamento com espécies de Eucaliptus ou Pinus no topo de
morro, concomitante com áreas de mata.
Em 56,6% dos pesqueiros, a mata nativa do entorno encontra-se pouco
modificada, ou seja, não houve desmatamento. Em apenas 3,3% a mata do entorno dos
pesqueiros foi desmatada, reforçando a idéia de que a conservação da mata pode se
associar a tal atividade.
1
A soma das percentagens pode, em alguns casos, ultrapassar 100%, uma vez que os pesqueiros
apresentam características associadas.
21
Outra presença frequentemente observada no entorno dos pesqueiros são as áreas
de nascente, que estão presentes em 36,6% deles, também consideradas de preservação
permanente.
Dentre eles, 36,6% apresentam algum tipo de agricultura. Em 33,3% foram
observadas atividades relacionadas à criação de animais domésticos (gado, porcos e
aves). A grande maioria (80%), não apresentava sinais de erosão em seu entorno.
4.1.2 - Características das áreas de localização das Bacias Hidrográficas
Para o gerenciamento das bacias hidrográficas o Sistema de Gerenciamento de
Recursos Hídricos é composto por duas instâncias consultivas e deliberativas: o
Conselho Estadual de Recursos Hídricos e os Comitês de Bacia Hidrográfica, criados a
partir da Lei 7.663/91 e implantados em 1997. Para o Comitê de Bacias, existem
representantes estaduais, municipais, das universidades e institutos de ensino e pesquisa,
do ministério público e também da sociedade civil organizada. Para o Alto Tietê, foram
criados sub-comitês de Bacia Hidrográfica, num total de 5 sub-comitês da Região
Metropolitana e têm como finalidade principal elaborar, implantar e gerenciar a nova
legislação de proteção aos mananciais da RMSP (Região Metropolitana de São Paulo).
A Bacia Hidrográfica do Alto Tietê corresponde à área drenada pelo Rio Tietê a
montante da Barragem de Pirapora, até as suas nascentes em Salesópolis (35 municípios
– a maioria dos municípios integrantes da RMSP); apresenta grande complexidade da
dinâmica urbana e sócio-econômica, assim como de suas características hidráulicas e
hidrológicas, alteradas pela ocupação antrópica (FUSP, 2001). Devido a sua geologia, a
Bacia do Alto Tietê possui muitos pontos de recarga de aqüífero (alimentação das águas
subterrâneas). Segundo HIRATA & FERREIRA (2001), a recarga é feita por dois
mecanismos distintos: a natural, com águas de precipitação que infiltram no solo e
atingem o aqüífero, e a induzida, representada por águas provenientes de fugas das redes
22
de água e esgoto. Por este motivo também, ou seja, pela necessidade de reabastecer o
aqüífero, a Bacia do Alto Tietê deveria sofrer menor impacto por atividades
incompatíveis com sua importância, principalmente no abastecimento.
Quanto a sua geomorfologia, a região está inserida no Planalto Atlântico (região
de terras altas, constituída predominantemente por rochas cristalinas pré-cambrianas e
cambro-ordovicianas, cortadas por intrusivas básicas e alcalinas mesozóicas, e pelas
coberturas das bacias sedimentares de São Paulo e Taubaté) (IPT, 1981). O intervalo
altimétrico vai de 600 m, predominantemente na área ao sul da bacia, a 1.400 m;
altitudes entre 1.150 a 1.400 m correspondem às áreas de maior elevação, localizadas no
extremo leste da bacia, contíguas à Serra do Mar e em alguns pontos ao norte,
identificados na região da Serra da Cantareira (IG-USP, 1999).
A maior parte da área urbana do Alto Tietê está assentada sobre terrenos
sedimentares (Cenozóica), relevo de colinas, compreendendo os depósitos terciários da
Bacia Sedimentar de São Paulo (1.452 km
2
) e as coberturas aluviais mais recentes
(Quaternário), desenvolvidas ao longo dos principais rios que drenam a região. A
planície aluvial ampla, onde se encontra a calha do rio Tietê era originalmente recoberta
por vegetação de várzea (FUSP, 2001).
Os terrenos cristalinos contornam as áreas sedimentares e configuram
praticamente toda a borda da RMSP, concentrando-se neles as áreas de cobertura vegetal
e de mananciais hídricos de superfície (CEPAS, 1994; apud FUSP, op. cit.). Entre as
elevações maiores, destacam-se as serras do Itapety e da Cantareira, recobertas com
significativos remanescentes florestais, ambas sob proteção legal. (FUSP, op. cit.).
Na Bacia Hidrográfica do Alto Tietê verifica-se a presença de quatro domínios
de solos com a predominância das seguintes classes de solos (FUSP, op. cit.).:
1) Cambissolo álico, A moderado, textura argilosa (C);
23
2) Podzólico Vermelho Amarelo álico, A moderado, textura média/argilosa e
argilosa/muito argilosa (PV);
3) Latossolo Vermelho Amarelo álico, A moderado, textura argilosa (LV); e
4) Solos Hidromórficos (HO).
Em relação ao clima, a bacia do Alto Tietê apresenta clima situado no limite da
zona Cfb (sem estação seca, verões tépidos) com a zona Cwb (inverno seco), segundo a
classificação de Köppen, com total de chuvas entre 30 e 60 mm para o mês mais seco.
Os pesqueiros visitados e localizados no mapa (figura 1) pertencem às seguintes
bacias e sub-bacias:
Bacia do Rio Paraíba do Sul
A figura 2 mostra o trecho da Região Metropolitana de São Paulo pertencente à
bacia do rio Paraíba do Sul, onde está localizado o pesqueiro de código 01.
Figura 2: Trecho da RMSP pertencente à bacia do rio Paraíba do Sul
0_______20 km
24
A área total de drenagem da bacia do Rio Paraíba do Sul é de 14.547 km2 (a área
estudada está a montante do reservatório de Jaguari), com terrenos cristalinos
Cenozóico.
Os principais problemas na área são: o tratamento insuficiente de esgoto (<30%)
e disposição inadequada de lixo, segundo o Comitê de Bacia do Rio Paraíba do Sul.
Sub-Bacia do rio Tietê Alto – Cabeceiras
A figura 3 mostra a área pertencente à sub-bacia do rio Tietê Alto – Cabeceiras,
onde estão localizados os pesqueiros de código 02, 03, 22, 24 e 25.
A área total de drenagem desta sub-bacia é de 1889 km2 (nascente do rio Tietê
até a divisa com Itaquaquecetuba – 74 km).
Figura 3: -Bacia do rio Tietê Alto – Cabeceiras
0____20km
25
Uso predominante do solo desta área apresenta atividades conflitantes
(hortifrutigranjeiras, pastagens naturais e cultivadas nas zonas rurais dos municípios de
Mogi das Cruzes, Suzano e Itaquaquecetuba, industrialização significativa, próximo à
capital e a Mogi das Cruzes; extração mineral, principalmente areia) (CETESB, 2001).
Sub-Bacia do Reservatório Billings
A figura 4 mostra a área pertencente à sub-bacia do Reservatório Billings, onde
estão localizados os pesqueiros de código 13, 14, 15, 19, 20, 21, 23 e 26.
Figura 4: Sub-Bacia do Reservatório Billings
A área de drenagem desta sub-bacia é de 560 km² (abrange os reservatórios
Billings e do Rio Grande e Rios Grande, Pequeno, Bororé e Taquacetuba, entre outros).
0______20km
26
O Reservatório Billings pode receber as águas do Rio Pinheiros, por meio dos
bombeamentos na Estação Elevatória de Pedreira.
O uso do solo na área é de substituição da vegetação natural e da pequena
atividade agrícola por um processo de intensa urbanização. Apesar das condições físicas
desfavoráveis, que acabam ocasionando problemas como escorregamento, erosão e
assoreamento e da existência da Lei da Proteção aos Mananciais, a ocupação da área
vem se acelerando.
A região atualmente caracteriza-se por grandes contrastes, associando chácaras
de recreio com favelas e loteamentos irregulares e clandestinos (CETESB, 2001).
Sub-Bacia do Reservatório Guarapiranga
A figura 5 mostra a área pertencente à sub-bacia do reservatório Guarapiranga, onde
estão localizados os pesqueiros de código 10, 12, 16, 17 e 18.
A área correspondente a esta sub-bacia é ocupada com chácaras de recreio,
loteamentos com baixa densidade ou ainda não ocupados e áreas rurais (Itapecerica da
Serra e Embu-Guaçu) (CETESB, 2001). A área de drenagem é de 631 km² (Rio
Guarapiranga e seus afluentes: Lavra, Santa Rita, Embu-Guaçu, Embu-Mirim e outros
17 córregos de menor extensão). Existem aí quatro áreas com urbanização intensa
(Bororé, Riviera, Embu e Itapecerica da Serra) e áreas com ocupação esparsa
(Parelheiros, Cipó e Embu-Guaçu)
27
Figura 5: Sub-Bacia do reservatório Guarapiranga
Sub-Bacia do Rio Cotia
A figura 6 mostra a área pertencente à sub-bacia do rio Cotia, onde estão
localizados os pesqueiros de código 11, 27, 28, 29 e 30.
0____20 km
28
Figura 6: Sub-Bacia do Rio Cotia
A área de drenagem desta sub-bacia é de 250 km² (Rio Cotia). O rio Cotia Alto, a
montante do município de Cotia, tem suas águas represadas em dois reservatórios (Pedro
Beicht e Cachoeira da Graça) e área coberta por matas naturais da Reserva Estadual de
Morro Grande.O rio Cotia Baixo apresenta urbanização com cerca de 400 indústrias e
trechos reflorestados (CETESB, 2001).
Sub-Bacia do Rio Tietê Alto - Zona Metropolitana
A figura 7 mostra a área pertencente à sub-bacia do rio Tietê Alto - Zona Metropolitana,
onde estão localizados os pesqueiros de código 4, 5, 6, 7, 8 e 9.
0____20km
29
Figura 7: Sub-Bacia do Rio Tietê Alto - Zona Metropolitana
A área de drenagem desta sub-bacia é de 3.327 km² (Rio Tietê desde a sua
entrada na cidade de São Paulo, na divisa com o município de Itaquaquecetuba, até a
barragem de Pirapora, numa extensão de 86 km e Rios Baquirivu-Guaçu, Guarapira,
Tamanduateí, Pinheiros e Juqueri, e córregos Aricanduva e Cabuçu de Baixo). Esta é
uma área conurbada, com amplo e dinâmico complexo urbano-industrial - regiões do
ABCD, Guarulhos e Osasco, além do setor de prestação de serviços. A sub-bacia do Rio
Juqueri apresenta áreas de vegetação natural e de reflorestamentos, pastagens naturais e
cultivadas, e atividades hortifrutigranjeiras. As principais indústrias são metalúrgica,
mecânica, química e alimentícia (CETESB, 2001).
0___________20km
30
4.1.3 - Características gerais dos lagos estudados
Os lagos de pesca estudados apresentaram características muito variáveis tanto
quanto à sua gênese quanto à sua morfometria. De modo geral são formados pelo
represamento de riachos ou córregos pertencentes à área de drenagem da bacia do Alto
Tietê. Alguns possuíam margens ajardinadas ou revestidas com concreto. Outros
sofreram algumas intervenções na área de inundação, como escavações para ampliação
do espelho d’água, não apresentando áreas muito extensas, o que tornaria mais difícil o
manejo requerido. Em geral, estes lagos foram formados em terrenos com
predominância de colinas, resultando num formato quase retangular, onde se distinguem
a área da barragem e a direção do curso d’água formador. Há, portanto um
aproveitamento da topografia do terreno, o que evita que se façam grandes movimentos
de terra para escavação dos lagos.
Muitas propriedades possuem mais de um lago de pesca, situados em cascata, ou
ainda paralelos, quando mais de um córrego atravessa o terreno.
Algumas imagens dos lagos estudados são apresentadas nas figuras 8 a 12.
Figura 8: Pesqueiro 1, localizado à montante da Represa de Santa Isabel
31
Figura 9: Pesqueiro 8, localizado o município de Santana do Parnaíba
Figura 10: Pesqueiro 15, localizado à montante da represa Billings.
32
Figura 11: Pesqueiro 25, localizado no município de Suzano.
Figura 12: Pesqueiro 29, localizado no município de Cotia.
33
4.2. Caracterização climatológica do período estudado
As temperaturas mínimas, médias e máximas mensais e o volume de precipitação
mensal dos anos de 2001 e 2002 estão representados nas figuras 13 e 14, obtidas pela
Estação Meteorológica do Mirante de Santana.
0,0
5,0
10,0
15,0
20,0
25,0
30,0
35,0
40,0
janeiro
fevereiro
março
abril
maio
junho
julho
agosto
setembro
outubro
novembro
dezembro
o
C
0
50
100
150
200
250
300
350
mm
temp.méd. temp.min.abs. temp.max.abs. precipitação
Figura 13: Variação das temperaturas médias, máximas e mínimas e do volume de
precipitação durante o ano de 2001, no Mirante de Santana - São Paulo.
0,0
5,0
10,0
15,0
20,0
25,0
30,0
35,0
40,0
janeiro
fevereiro
março
abril
maio
junho
julho
agosto
setembro
outubro
novembro
dezembro
o
C
0,0
50,0
100,0
150,0
200,0
250,0
300,0
350,0
mm
temp.méd. temp.min.abs. temp.max.abs. precipitação
Figura 14: Variação das temperaturas médias, máximas e mínimas e do volume de
precipitação durante o ano de 2002, no Mirante de Santana - São Paulo.
34
O período em que se realizou este estudo foi caracterizado por baixos índices de
precipitação não só na Região Metropolitana de São Paulo, como em todo o país,
ocorrendo escassez de água em várias represas de geração de energia elétrica, o que
obrigou o governo federal a iniciar uma campanha para o uso racional de energia, com o
risco de haver racionamento em algumas regiões durante os meses de menor volume de
chuvas. Comparando os dados climatológicos deste período com os dados das normais
climatológicas determinadas entre 1961 e 1999 (figura 15) pelo Instituto Nacional de
Meteorologia (INMET), notou-se um volume muito baixo de chuvas nos anos de 2001 e
2002. O ano de 2002 apresentou um volume de precipitação maior nos meses de verão
quando comparado ao de 2001. O mês de outubro de 2001 registrou volume elevado de
precipitação, tanto em relação ao verificado em 2002, quanto em comparação com a
série de normais climatológicas de 1961 a 1999.
0
50
100
150
200
250
JAN FEV MAR ABR MAI JUN JUL AGO SET OUT NOV DEZ
mm
Figura 15: Precipitação total da série de normais climatológicas determinadas entre 1961
e 1999 pelo Instituto Nacional de Meteorologia para o Mirante de Santana - São Paulo
SP
A situação também foi crítica em relação ao nível dos reservatórios de
abastecimento da Região Metropolitana, sempre prestes a sofrer um possível
racionamento de água.
Em relação às áreas estudadas, segundo relatos dos proprietários e
freqüentadores dos pesqueiros, os córregos e nascentes que abastecem os lagos de pesca
35
apresentaram um volume de água muito abaixo do normal, sobretudo no período
estiagem/frio, o que impedia que fosse feita a renovação da água do lago com a
freqüência habitual. Deste modo, o tempo de residência dos lagos, embora não tenha
sido determinado, pode ter sido consideravelmente mais longo durante este período.
Em relação à temperatura atmosférica, o mês de setembro de 2001 quando foi
iniciada a primeira série de amostragens, foi registrada temperatura mínima
consideravelmente baixa (8,5
o
C) para este período (a normal determinada pelo INMET
na série citada é de 13,9
o
C). As temperaturas máximas obtidas nos meses amostrados
não apresentam variação significativa. As temperaturas médias variaram em torno de
18
o
C nos meses de setembro e outubro de 2001 e de 23
o
C em fevereiro e março de 2002.
36
4.3 -Variáveis físicas e químicas da água e concentração de clorofila-a
Os dados referentes às variáveis físicas e químicas da água e concentração de
clorofila-a são apresentados na tabela 2 para o período estiagem/frio e na tabela 3 para o
período chuvoso/quente.
A transparência da água variou entre 0,10m (03) e 0,60 m (06) no período seco e
entre 0,15 m (22) e 0,80 m (10) no período chuvoso (tabelas 2 e 3, figura 16). Os sólidos
totais em suspensão variaram de 12,00 mg/L (06) a 140,00 mg/L (23) no período seco e
de 9,14 mg/L (11) a 144,00 mg/L (23) no período chuvoso (tabelas 2 e 3).
Os menores valores de condutividade elétrica foram registrados no pesqueiro 03
tanto no período seco quanto no período chuvoso (20,0 µS/cm); os maiores valores
ocorreram no pesqueiro 23 (390 µS/cm) no período seco e no pesqueiro 10 no período
chuvoso (470µS/cm) (Tabelas 2 e 3). O pH variou entre 5,8 (26) e 8,10 (30) no período
seco e entre 5,3 (03) e 8,10 (30) no período chuvoso (tabelas 2 e 3).
As concentrações de oxigênio dissolvido apresentaram variação de 5,20 mg/L
(25) a 12,40 mg/L (30) no período seco e de 3,5 mg/L (19) a 14,60 mg/L (18) no período
chuvoso. A turbidez da água dos lagos variou entre11 NTU (18) e 270 NTU (23) no
período seco e entre 17 NTU (11) e 200 NTU (23) no período chuvoso. O fósforo total
presente na água variou entre 0,04 mg/L (22) a 0,28 mg/L (30) no período seco e entre
0,03 mg/L (18) e 0,35 mg/L (10) no período chuvoso. A concentração de nitrogênio
inorgânico (NO
2
, NO
3
e NH
4
) variou de 0,21 mg/L (07) a 2,56 mg/L (23) no período
seco e de 0,20 mg/L (22) a 1,74 mg/L (24) no período chuvoso (tabelas 2 e 3).
A concentração de clorofila-a variou entre 0 (17 e 19) e 0,17 mg/L (28) no
período seco e entre 0 (03, 06, 15 e 24) e 0,43 mg/L (30) no período chuvoso (tabelas 2 e
3).
A figura 16 representa os gráficos do tipo Box-Plot da variação da transparência,
turbidez, temperatura, pH, condutividade elétrica e sólidos totais em suspensão na água,
37
nos dois períodos estudados. Observou-se pouca variação seco e chuvoso para os valores
de transparência, pH, turbidez, sólidos totais em suspensão e condutividade elétrica. A
temperatura da água apresentou uma maior variação entre os dois períodos e uma
amplitude maior de variação entre os pesqueiros no período chuvoso.
A figura 17 representa os gráficos do tipo box-plot das variações das
concentrações de clorofila-a, oxigênio dissolvido, fósforo total e nitrogênio inorgânico
(mg/L) e do Índice de Estado Trófico da água, nos dois períodos estudados. Os valores
médios de concentração de clorofila-a mantiveram a mesma amplitude de variação nos
dois períodos estudados, mas no período chuvoso registrou-se um valor máximo muito
superior ao observado no período seco: o pesqueiro 30 apresentou concentração de 0,43
mg/L de clorofila-a, enquanto o máximo observado no período seco foi de 0,17 mg/L.
As concentrações de oxigênio dissolvido também variaram mais no período chuvoso. O
IET variou entre 44 e 71 (pesqueiros 14 e 28, respectivamente) no período seco e entre
50 e 81 (pesqueiros 3 e 30) no período chuvoso. No período seco observaram-se valores
máximos e mínimos inferiores aos obtidos no período chuvoso. A amplitude de variação
dos valores médios foi semelhante nos dois períodos. Nos dois períodos os índices
obtidos são correspondentes aos de ambientes eutróficos.
38
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
0,9
SECA CHUVA
metros
Transparência
18
20
22
24
26
28
30
32
Seca Chuva
o
C
Temperatura
0
50
100
150
200
250
300
350
400
450
500
Seca Chuva
us/cm
Condutividade
0
50
100
150
200
250
300
SECA CHUVA
NTU
Turbidez
4
4,5
5
5,5
6
6,5
7
7,5
8
8,5
SECA CHUVA
pH
pH
0
20
40
60
80
100
120
140
160
SECA CHUVA
mg/L
Sólidos Totais em Suspensão
Figura 16: Box Plot das variações da transparência (metros), turbidez (NTU),
temperatura (
o
C), pH, condutividade elétrica (uS/cm) e sólidos totais em suspensão
(mg/L) na água, nos dois períodos estudados
39
0,00
0,05
0,10
0,15
0,20
0,25
0,30
0,35
0,40
0,45
SECA CHUVA
mg/L
Clorofila a
0,00
0,05
0,10
0,15
0,20
0,25
0,30
0,35
0,40
SECA CHUVA
mg/L
Fósforo
0
2
4
6
8
10
12
14
16
SECA CHUVA
mg/L
Oxigênio Dissolvido
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
SECA CHUVA
mg/L
Nitrogênio
40
45
50
55
60
65
70
75
80
85
SECA CHUVA
IET
Índice de Estado Trófico
Figura 17: Box Plot das variações das concentrações de clorofila-a, oxigênio dissolvido,
fósforo total e nitrogênio inorgânico (mg/L) e do Índice de Estado Trófico da água, nos dois
períodos estudados.
40
4.4 - Comunidade zooplanctônica
4.4.1 - Composição da comunidade
As tabelas 4 e 5 mostram a densidade numérica e a abundância relativa dos
rotíferos presentes nas amostras obtidas no período estiagem/frio e chuvoso/quente. Nas
tabelas 6 e 7 são apresentadas as densidades numéricas e as abundâncias relativas dos
crustáceos planctônicos e de organismos considerados como não euplanctônicos
presentes nas amostras obtidas no período estiagem/frio e chuvoso/quente.
As densidades numéricas totais obtidas no período seco, conforme se observa na
tabela 6 e figura 18 apresentaram-se com valores muito variáveis: 15 pesqueiros com
densidade total de organismos zooplanctônicos de até 500.000 indivíduos por metro
cúbico; 8 pesqueiros com densidade total de organismos zooplanctônicos variando entre
500.000 e 1.000.000 indivíduos por metro cúbico; 6 pesqueiros com densidade total
superior a 1.000.000 indivíduos por metro cúbico, sendo que os pesqueiros 20 e 25
registraram densidades acima de 2.500.000 indivíduos por metro cúbico.
No período chuvoso a variação da densidade total de organismos
zooplanctônicos (figura 19 e tabela 7) foi menor que a obtida no período seco: 12
pesqueiros com densidade total menor que 200.000 indivíduos por metro cúbico; 17
pesqueiros com densidade total entre 200.000 e 400.000 indivíduos por metro cúbico; 1
pesqueiro (de número 20) com densidade total acima de 1.800.000 indivíduos por metro
cúbico.
41
-
500.000
1.000.000
1.500.000
2.000.000
2.500.000
3.000.000
ind/m3
1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23 25 27 29
Pesqueiros amostrados
ROTIFERA CLADOCERA COPEPODA CYCLOPOIDA COPEPODA CALANOIDA
Figura 18: Densidades numéricas (em número de indivíduos por metro cúbico) dos grupos que compõem a comunidade
zooplanctônica nos lagos de pesca estudados durante o período estiagem/frio.
42
-
200.000
400.000
600.000
800.000
1.000.000
1.200.000
1.400.000
1.600.000
1.800.000
2.000.000
ind/m3
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30
pesqueiros amostrados
ROTIFERA CLADOCERA COPEPODA CYCLOPOIDA COPEPODA CALANOIDA
Figura 19: Densidades numéricas (em número de indivíduos por metro cúbico) dos grupos que compõem a comunidade
zooplanctônica nos lagos de pesca estudados durante o período chuvoso/quente.
43
No primeiro período a densidade total de organismos zooplanctônicos variou
entre 9650 ind/m3(28) e 2865640 ind/m
3
(20), com média de 913.447 ind/m
3
. Foram
registradas neste período 82 espécies de rotíferos, 19 espécies de cladóceros, 9 espécies
de copépodes ciclopóides e uma espécie de copépode calanóide.
No segundo período a densidade total variou entre 56.328 ind/m
3
(02) e
1.863.121 ind/m
3
(15), com média de 390.180 ind/m
3
. A comunidade zooplanctônica
neste período esteve representada por 67 espécies de rotíferos, 16 espécies de
cladóceros, 6 espécies de copépodes ciclopóides e 2 espécies de copépodes calanóides.
Foram freqüentes nas amostras organismos não tipicamente planctônicos (larvas
de inseto como Chaoboridae, Chiromidae, Plecoptera, além de Oligochaeta, Nematoda e
Ostracoda) em baixas densidades.
Verificou-se a ocorrência de copépodes parasitas (Poecilostomatoida),
principalmente nos estágios de náuplio e copepodito, em 40 % dos pesqueiros na estação
seca e 70 % destes na estação chuvosa.
Na tabela 8 são apresentados os táxons presentes nas amostras do período
estiagem/frio e chuvoso quente. O número de táxons (riqueza) presentes no primeiro
período (143) foi superior ao obtido no segundo período (111).
Conforme se vê na figura 20 o grupo dos rotíferos foi dominante em 96% dos
pesqueiros estudados durante o período estiagem/frio. Apenas no pesqueiro 02 houve
dominância de cladóceros (predominantemente Bosminopsis deitersi). No pesqueiro 16,
apesar do predomínio de rotíferos, houve uma porcentagem maior de copépodes
calanóides e ciclopóides do que a que se verificou em outros pesqueiros. A amostra
correspondente ao pesqueiro 9 do período estiagem/frio apresentou problemas com a
preservação e foi inutilizada, razão pela qual não foram incluídos os seus resultados.
44
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30
Pesqueiros amostrados
ROTIFERA CLADOCERA COPEPODA CYCLOPOIDA COPEPODA CALANOIDA
Figura 20: Abundâncias relativas (porcentagens) dos principais grupos zooplanctônicos no período estiagem/frio
45
As espécies de rotíferos mais abundantes no primeiro período foram Brachionus
angularis, Keratella americana e Polyarthra vulgaris (tabela 4). Entre os cladóceros
dominaram Moina minuta, Bosmina longisrostris e Diaphanosoma birgei (tabela 6).
Os copépodos mais freqüentes foram os ciclopóides, quase sempre nos estágios
larvais, sendo comum a presença de uma única espécie em cada lago estudado; as espécies
mais freqüentes deste grupo foram Thermocylops decipiens, Metacyclops mendocinus,
Eucyclops pseudoensifer, Thermocyclops inversus (tabela 6).
No período chuvoso/quente, conforme se observa na figura 21, houve dominância
de rotíferos em 97 % dos lagos estudados.
Neste período as espécies dominantes de rotíferos variaram mais entre os lagos,
sendo mais abundantes Kellicottia bostoniensis, Synchaeta pectinata, Keratella cochlearis
tecta, Brachionus angularis , Trichocerca pusilla, entre outros (tabela 5).
No pesqueiro 02 a densidade numérica de Kellicottia bostoniensis foi responsável
por 66% da densidade total de organismos zooplanctônicos da amostra (tabela 5).
Os cladóceros ocorreram em porcentagens mais baixas no período chuvoso do que
no período seco, sendo os mais freqüentes Bosmina longirostris e Diaphanosoma birgei em
ambos os períodos.
Os copépodes foram pouco numerosos, ocorrendo predominantemente em estágios
jovens (náuplios e copepoditos). As espécies que apresentaram maior freqüência de
ocorrência no período chuvoso foram Thermocyclops decipiens e Eucyclops pseudoensifer ,
entre os ciclopóides e Notodiaptomus cf. henseni, entre os calanóides.
46
0%
20%
40%
60%
80%
100%
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30
Pesqueiros amostrados
ROTIFERA CLADOCERA COPEPODA CYCLOPOIDA COPEPODA CALANOIDA
Figura 21: Abundâncias relativas (porcentagens) dos principais grupos zooplanctônicos no período chuvoso/quente.
47
De modo geral, cladóceros e copépodes calanóides estiveram presentes em
maiores proporções que copépodes ciclopóides na maioria dos pesqueiros durante o
período seco. Já no período chuvoso, os copépodes ciclopóides foram mais importantes
em termos de abundância relativa que cladóceros e copépodes calanóides. Nos dois
períodos estudados foram observadas algumas espécies cuja ocorrência é recente nesta
bacia, como o rotífero Filinia cornuta brachiata e o copépode ciclopóide
Acanthocyclops robustus.
48
4.4.2 - Diversidade, riqueza e equitatividade
Os índices de riqueza, diversidade e equitatividade da comunidade
zooplanctônica obtidos no período estiagem/frio estão representados na tabela 9 e figura
22.
O pesqueiro 5 apresentou o maior índice de riqueza (35 táxons), enquanto os
pesqueiros 14, 16 e 28 apresentaram o menor índice de riqueza no período (21 táxons).
A diversidade de espécies foi maior nos pesqueiros 7 e 18 (3,7 bits/indivíduo) e menor
no pesqueiro 8 (1,5 bits/indivíduo). O maior índice de equitatividade no período foi
obtido no pesqueiro 07 (0,22) e o menor no pesqueiro 08 (0,08).
Para o período chuvoso estes índices estão representados na figura 23 e tabela 10. Neste
período o maior índice de riqueza foi obtido para o pesqueiro 2 (43 táxons) e o menor
nos pesqueiros 6 e 16 (24 táxons). O pesqueiro 7 apresentou o maior índice de
diversidade (3,98 bits/indivíduos) e o pesqueiro 30 o menor (1,97 bits/indivíduos). A
equitatividade foi maior os pesqueiros 3 e 7 (0,23) e menor nos pesqueiros 2 e 30 (0,10).
49
0
5
10
15
20
25
30
35
40
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30
0
0,5
1
1,5
2
2,5
3
3,5
4
RIQUEZA DIVERSIDADE EQUITATIVIDADE
Figura 22: Variação dos índices de riqueza, equitatividade e diversidade (H’) nos pesqueiros estudados, no período
estiagem/frio.
50
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30
0
0,5
1
1,5
2
2,5
3
3,5
4
RIQUEZA DIVERSIDADE EQUITATIVIDADE
Figura 23: Variação dos índices de riqueza, equitatividade e diversidade (H’) nos pesqueiros estudados, no período
estiagem/frio.
51
A comparação entre os índices de diversidade e riqueza nos dois períodos
estudados está representada nas figuras 24 e 25. Houve aumento de diversidade em 76%
dos lagos de pesca estudados, e de riqueza em 87% dos lagos, do período seco para o
período chuvoso. Os pesqueiros 23 e 30 apresentaram maior diversidade e riqueza no
primeiro período.
Os táxons mais freqüentes (freqüência de ocorrência maior que 70% dos lagos)
nos lagos de pesca estudados durante o período estiagem/frio foram os rotíferos
Polyarthra vulgaris, Trichocerca pusilla, Keratella americana, Keratella cochlearis
tecta, Kellicottia bostoniensis, Anuraeopsis fissa, os cladóceros Moina minuta e
Bosmina longirostris e náuplios e copepoditos de ciclopóides (figura 26).
No período chuvoso os táxons mais freqüentes foram os rotíferos Polyarthra
vulgaris, Epiphanes macrourus, Anuraeopsis fissa, Trichocerca pusilla, Keratella
americana e Keratella cochlearis tecta, o cladócero Moina minuta, náuplios e
copepoditos de ciclopóides e larvas de Chironomidae (figura 27).
52
0
0,5
1
1,5
2
2,5
3
3,5
4
4,5
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30
SECA CHUVA
Figura 24: Comparação entre os índices de diversidade obtidos nos períodos estiagem/frio e chuvoso/quente.
53
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30
SECA CHUVA
Figura 25: Comparação entre os índices de riqueza obtidos nos períodos estiagem/frio e chuvoso/quente chuvoso/quente.
54
Anuraeopsis fissa
Kellicottia bostoniensis
Keratella americana
Keratella cochlearis tecta
Bosmina longirostris
Trichocerca pusilla
Moina minuta
copepoditos Cyclopoida
náuplios Cyclopoida
Polyarthra vulgaris
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
Figura 26: Variação da freqüência de ocorrência das espécies nos lagos estudados no período estiagem/frio
55
Synchaeta pectinata
Filinia opoliensisKeratella tropica tropica
Moina minuta
Bdelloidea
Asplanchna sieboldi
Anuraeopsis fissa
Epiphanes macrourus
Keratella americana
Keratella cochlearis tecta
Polyarthra vulgaris
Trichocerca pusilla
copepoditos Cyclopoida
náuplios Cyclopoida
CHIRONOMIDAE
Brachionus angularis
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
Figura 27: Variação da freqüência de ocorrência das espécies nos lagos estudados no período chuvoso/quente
56
4.4.3 - Relação com o estado trófico
As figuras 28 e 29 mostram a variação das densidades do zooplâncton em função
das concentrações de clorofila-a e fósforo total, indicadores do estado trófico do corpo
d´água, nos períodos estiagem/frio e chuvoso/quente, respectivamente.
A amplitude de variação das concentrações de fósforo total e clorofila-a foram
maiores no período estiagem/frio na maioria dos pesqueiros, quando comparada ao
período chuvoso/quente. No primeiro período, os pesqueiros 20 e 25, que apresentaram
as maiores densidades totais de organismos, estão situados entre concentrações de 0,02 e
0,08 mg/L de clorofila-a, e 0,10 e 0,15 mg/L de fósforo total (figura 28).
No segundo período, a maior densidade total de organismos foi apresentada pelo
pesqueiro 02, situado numa variação entre 0,0 e 0,3 mg/L de clorofila-a e 0,05 e 0,1
mg/L de fósforo total, juntamente a outros 11 pesqueiros (figura 29). Neste período a
variação da densidade total de organismos zooplanctônicos foi menor entre os
pesqueiros na mesma faixa de variação da concentração de clorofila-a obtida no
primeiro período.
O pesqueiro 30 apresentou-se distanciado dos demais na figura 28 por apresentar
uma concentração mais elevada de clorofila-a e não consta da figura 29 por ter
apresentado uma concentração de 0,43 mg/L de clorofila-a e a escala adotada não
incluiu este valor. A densidade total de organismos zooplanctônicos neste pesqueiro, no
entanto foi de 535344 ind/m3, o que resultaria num círculo com área semelhante à dos
pesqueiros 9 e 14, localizado no gráfico entre os pesqueiros 5 e 28 pela sua concentração
de fósforo total. Em ambos os períodos, portanto, este pesqueiro apresentou valores mais
elevados de clorofila-a em relação dos demais pesqueiros.
57
1
2
3
4
5
6
7
8
10
11
12
13
14
15
16
17
18
19
20
21
22
23
24
25
26
27
28
29
30
-0,02
0,03
0,08
0,13
0,18
0,23
0,00 0,05 0,10 0,15 0,20 0,25 0,30 0,35
fósforo total (mg/L)
clorofila a (mg/L)
Figura 28: Dispersão da densidade total de organismos zooplanctônicos (com áreas proporcionais à densidadde
total de organismos na amostra) em relação ao estado trófico indicado pelas concentrações de fósforo total
(mg/L) e clorofila-a (mg/L) (período estiagem/frio).
58
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
19
20
21
22
23
24
25
26
27
28
29
-0,01
0,01
0,03
0,05
0,07
0,09
0,11
0,13
0,00 0,05 0,10 0,15 0,20 0,25 0,30 0,35
fósforo total (mg/L)
clorofila a (mg/L)
Figura 29: Dispersão da densidade total de organismos zooplanctônicos (com áreas proporcionais à densidade total
de organismos na amostra), em relação ao estado trófico indicado pelas concentrações de fósforo total (mg/L) e
clorofila-a (mg/L) (período chuvoso/quente).
59
4.5 - Análise estatística
4.5.1 - Análise de Componentes Principais das variáveis ambientais e clorofila-a
A análise de componentes principais aplicada às variáveis ambientais e clorofila-a, pH,
transparência (TRANSP), oxigênio dissolvido (OD), nitrogênio inorgânico (N inorg), fósforo
total (P tot), sólidos totais em suspensão (STS), condutividade elétrica (COND) e clorofila-a
(CHL) no período estiagem - seco resultou no gráfico apresentado na figura 30.
O eixo 1, que representa 34,2% de variância explicada dos dados, esteve associado
negativamente aos pesqueiros 10, 16 e 28, em relação a sólidos totais em suspensão (r=-0,47),
clorofila-a (r=-0,41), fósforo total (r=-0,48), nitrogênio inorgânico (r=-0,38) e condutividade
elétrica (r=-0,38) (tabela 11). Tais variáveis estão relacionadas às condições tróficas e à
disponibilidade alimentar do zooplâncton. O eixo 2, representado 21,1% de variabilidade
explicada dos dados, esteve associado positivamente ao pH (r=0,59), concentração de
oxigênio dissolvido (r=0,56) e transparência (r=0,48) (tabela 11). O coeficiente de correlação
obtido para a temperatura da água foi baixo em relação aos dois eixos, motivo pelo qual esta
variável não foi nem representada no gráfico.
Na figura 31 é apresentado o gráfico resultante da análise de componentes principais
das variáveis ambientais e clorofila-a no período chuvoso/quente.
O eixo 1 do gráfico referente ao período chuvoso/quente apresentou 38% de variância
explicada e esteve associado negativamente à transparência (r=-0,45), e positivamente a
sólidos totais em suspensão (r=0,44), fósforo total (r=0,44) e condutividade elétrica (r=0,41),
evidenciando a oposição existente entre os valores transparência da água e as variáveis
relacionadas ao estado trófico. As concentrações de oxigênio dissolvido (r=0,65) e a
temperatura da água (r=0,45), como foi observado também para o período seco estiveram
associadas positivamente ao eixo 2, com 19% de variância explicada dos dados (tabela 12) .
60
Em relação à distribuição dos pesqueiros no gráfico, verificou-se uma maior
concentração destes no lado negativo dos eixos 1 e 2, associados aos valores mais elevados de
transparência e condições de menor eutrofização que as demais.
Figura 30: Biplot da análise de componentes principais para as variáveis ambientais dos
lagos de pesca no período estiagem/frio.
P01
P02
P03
P04
P05
P06
P07
P08
P09
P10
P11
P12
P13
P14
P15
P16
P17
P18
P19
P20
P21
P22
P23
P24
P25
P26
P27
P28
P29
P30
COND
pH
OD
TRANSP
STS
N Inorg
PT
CHL
Eixo 1
34%
Eixo 2
21%
61
Figura 31: Biplot da análise de componentes principais para as variáveis ambientais dos
lagos de pesca no período chuvoso quente
P01
P02
P03
P04
P05
P06
P07
P08
P09
P10
P11
P12
P13
P14
P15
P16
P17
P18
P19
P20
P21
P22
P23
P24
P25
P26
P27
P28
P29
P30
TEMP
COND
pH
OD
TRANSP
STS
N Inorg
PT
CHL
Eixo 1
38%
Eixo 2
22%
62
4.5.2 - Análise de Componentes Principais da comunidade zooplanctônica
4.5.2.1 - Rotíferos
A análise de componentes principais aplicada às densidades numéricas de rotíferos, no
período estiagem/frio, apresentou 20,7% de variância explicada, representada pelos eixos 1 e 2
(figura 32). Apesar da baixa explicabilidade e correlação com o eixo, nota-se que espécies de
rotíferos tais como Keratella tropica (r=0,31), Brachionus angularis (r=0,28), Keratella
cochlearis tecta (r=0,26), Anuraeopsis fissa (r=0,25) e Polyarthra vulgaris (r=0,22) estão
associadas positivamente ao eixo 1 e poderiam estar relacionadas a condições mais eutróficas
(tabela 13).
Os pesqueiros estão agrupados, considerando as espécies de rotíferos,
predominantemente ao lado positivo do eixo 1, numa possível associação ao maior grau de
eutrofização.
A figura 33 representa a análise de componentes principais das densidades numéricas
de rotíferos no período chuvoso quente. A variância explicada dos dados foi de 19,7% , sendo
de 10,6% para o eixo 1 e 9,1% para o eixo 2. Estas porcentagens são consideradas muito
baixas para uma boa explicabilidade dos resultados, porém, é possível verificar algumas
tendências apresentadas por estes dados, como a relação negativa existente entre o eixo 1 e as
espécies de Brachionus quadridentatus (r=-0,28), B. calyciflorus (r=-0,27) e B. caudatus (r=-
0,23), Keratella tropica (r=-0,26) e Trichocerca pusilla (r=-0,22) e entre o eixo 2 e
Trichocerca stylata (r=-0,32) e Synchaeta oblonga (r=0,27) (tabela 14).
63
Figura 32: Biplot da análise de componentes principais para as densidades numéricas de
rotíferos dos lagos de pesca no período estiagem/frio.
P1
P2
P3
P4
P5
P6
P7
P8
P9
P10
P11
P12
P13
P14
P15
P16
P17
P18
P19
P20
P21
P22
P23
P24
P25
P26
P27
P28
P29
Afissa
Aecaudis
Asiebold
Bangular
Bcalycif
Bcaudatu
Bhavanae
Bmirus
Bquadrid
Cgibba
Ctenuise
Cdossuar
Kamerica
Kcochlea
Ktropica
Llevysti
Lluna
Lunguina
Mbisulca
Pvulgari
Soblonga
Tcylindr
Tgracili
Tpusilla
Bdelloid
Eixo 2
9%
Eixo 1
11%
64
Figura 33: Biplot da análise de componentes principais para as densidades numéricas de
rotíferos dos lagos de pesca no período chuvoso/quente.
P01
P02
P03
P04
P05
P06
P07
P08
P09
P10
P11
P12
P13
P14
P15
P16
P17
P18
P19
P20
P21
P22
P23
P24
P25
P26
P27
P28
P29
P30
Afissa
Asiebold
Bcalycif
Bcaudatu
Bmirus
Bquadr
id
Cgibba
Collothe
Kbostoni
Ktropica
Lquadrid
Llatusin
Pquadric
Pvulgari
Soblonga
Tgracili
Tpusilla
Tstylata
Eixo 1
11%
Eixo 2
9%
65
4.5.2.2 - Crustáceos
A figura 34 representa a análise de componentes principais aplicada às densidades
numéricas de crustáceos planctônicos do período estiagem/frio. A variância explicada nesta
análise foi de 29,4%, sendo de16,3% para o eixo 1 e 13,1% para o eixo 2.
O eixo 1 esteve associado negativamente a Bosmina hagmanni, Daphnia ambigua,
Alonella sp (r=-0,38), Thermocyclops decipiens (r=-0,37) e Thermocyclops inversus (r=-0,33),
táxons que apresentaram baixas densidades nos lagos de pesca estudados. O eixo 2 esteve
associado positivamente a táxons mais abundantes: Bosmina longirostris (r=0,35),
copepoditos de ciclopóides (r=0,349), náuplios de ciclopóides (r=0,259) e náuplios de
calanóides (r=0,253) (tabela 15). Os pesqueiros encontram-se agrupados predominantemente
ao lado positivo do eixo 1 e negativo do eixo 2, evidenciando a pequena representatividade de
crustáceos nos pesqueiros estudados.
Na figura 35 está representada a análise de componentes principais aplicada às
densidades numéricas de crustáceos dos lagos estudados no período chuvoso/quente.
O eixo 1 esteve associado positivamente a Diaphanosoma breviremme (r=0,34),
Diaphanosoma birgei (r=0,31), Alona poppei (r= 0,313), náuplios (r=0,263) e copepoditos
(r=0,236) de calanóides (tabela 16)). Como verificado no período seco, os pesqueiros no
período chuvoso situaram-se em direções opostas aos vetores representativos dos crustáceos,
denotando baixas densidades dos táxons pertencentes a este grupo nestes ambientes.
66
Figura 34: Biplot da análise de componentes principais para as densidades numéricas de
crustáceos dos lagos de pesca no período estiagem/frio.
P01
P02
P03
P04
P05
P06
P07
P08
P10
P11
P12
P13
P14
P15
P16
P17
P18
P19
P20
P21
P22
P23
P24
P25
P26
P27
P28
P29
P30
Alonella
Bhagmani
Blongiro
Dambigua
Dbirgei
nauCY
copCY
Tdecipie
Tinversu
nauCAL
copCAL
Notod
iap
Eixo 1
16%
Eixo 2
13%
67
Figura 35: Biplot da análise de componentes principais para as densidades numéricas de
crustáceos dos lagos de pesca no período chuvoso/quente.
P01
P02
P03
P04
P05
P06
P07
P08
P09
P10
P11
P12
P13
P14
P15
P16
P17
P18
P19
P20
P21
P22
P23
P24
P25
P26
P27
P28
P29
P30
Apoppei
Blongiro
Bdeiters
Dgessner
Dbirgei
Dbrevire
Macrothr
Mminuta
Slatiros
Ispinife
Epseudoe
Mlongise
Tdecipie
Tinversu
nauCal
copCal
Notodiap
Eixo 2
13%
Eixo 1
13%
68
4.5.3 - Análise de agrupamento (Cluster)
O resultado da análise de agrupamento aplicada aos táxons mais freqüentes (freqüência
de ocorrência maior que 70%) do período estiagem/frio está representado na figura 36 e
evidencia quatro grupos com maiores afinidades ecológicas nos lagos estudados, num nível de
50% de similaridade:
Grupo A: Anuraeopsis fissa (Afissa), Keratella cochlearis (Kcochlea), náuplios (nauCY) e
copepoditos (copdtCY) de ciclopóides
Grupo B: Kellicottia bostoniensis (Kbostoni) e Moina minuta (Mminuta)
Grupo C: Keratella americana (Kamerica), Polyarthra vulgaris (Pvulgari) e Bosmina
longirostris (Blongiro)
O grupo 1 e o grupo 3 caracterizam-se por se constituírem de táxons freqüentes
representados por densidades numéricas elevadas. Os do grupo 2, apresentam em comum
elevada freqüência de ocorrência nos lagos estudados, mas densidades numéricas mais baixas.
O resultado desta análise para o período chuvoso/quente está representado na figura
49, constituindo-se os seguintes grupos, num nível de 50% de similaridade:
Grupo A: Anuraeopsis fissa (Afissa) e náuplios de ciclopóides (nauCY)
Grupo B: Asplanchna sieboldi (Asiebold), Synchaeta pectinata (Spectina), Filinia opoliensis
(Fopolien) e Trichocerca pusilla (Tpusilla)
Grupo C: Brachionus angularis (Bangular), Keratella americana (Kamerica), Moina minuta
(Mminuta), copepodito de ciclopóides (copdtCY), Filinia opoliensis (Fopoliens) e Polyarthra
vulgaris (Pvulgari)
Grupo D: Keratella cochlearis (Kcochlea), Keratella tropica (Ktropica) e larvas de
Chironomidae (CHIRON).
69
Grupo F: Epiphanes macrourus (Emacrour) e Bdelloidea (Bdelloid)
Grupo G: Keratella cochlearis (Kcochlea), Keratella tropica (Ktropica) e larvas de
Chironomidae (CHIRON)
Os grupos 1 e 3 são constituídos por táxons com freqüências de ocorrência acima de
90% e densidades numéricas mais elevadas. Os grupos 2 e 4 contem os táxons com freqüência
de ocorrência entre 70 e 90 %.
No primeiro e no segundo período estão associados num mesmo grupo náuplios de
ciclopóides e Anuraeopsis fissa e em outro grupo Keratella americana e Polyarthra vulgaris.
Information Remaining (%)
100 75 50 25 0
Afissa
Kcochlea
nauCY
copdtCY
Kbostoni
Mminuta
Kamerica
Pvulgari
Blongiro
Tpusilla
Figura 36: Dendrograma da análise de agrupamento dos táxons mais freqüentes no
zooplâncton dos pesqueiros no período estiagem/frio
70
Information Remaining (%)
100 75 50 25 0
Afissa
nauCY
Asiebold
Spectina
Tpusilla
Bangular
Kamerica
Mminuta
copdtCY
Fopolien
Pvulgari
Emacrour
Bdelloid
Kcochlea
Ktropica
CHIRON
Figura 37: Dendrograma da análise de agrupamento dos táxons mais freqüentes no
zooplâncton dos pesqueiros no período chuvoso/quente.
A análise de agrupamento aplicada aos pesqueiros estudados, baseada na densidade
numérica das espécies mais freqüentes, para o período estiagem/frio, está representada na
figura 38.
Constituíram-se a partir da na análise dois grupos de pesqueiros, com um nível de 75%
de similaridade:
Grupo A: 1 e 16
Grupo B: 4, 21, 23, 8, 5, 19
Grupo C: 24, 25, 29
Grupo D: 2, 6, 10, 11, 12, 14, 15 ,17, 20, 22, 26, 28, 30
Grupo E: 3, 7, 8, 13
71
Levando-se em conta que estes grupos se formaram a partir dos táxons mais freqüentes
do zooplâncton, o grupo A caracterizou-se pela presença destes mesmos táxons em densidades
mais baixas do que os pesqueiros dos grupos B, C, D, E. Os pesqueiros 1 e 16 que formaram o
grupo A são também os que se encontram mais afastados dos demais na análise de
componentes principais (figura 37).
Para o período chuvoso/quente, o agrupamento dos pesqueiros, baseado nos táxons
mais freqüentes do zooplâncton, com um nível de 75% de similaridade, constituiu os seguintes
grupos (figura 42):
Grupo A: 1, 25, 23
Grupo B: 4, 8 e 28
Grupo C: 4, 20, 24, 11, 22, 19
Grupo D: 2, 3, 15
Grupo E: 16, 17, 26
Grupo F: 5, 13, 14
Grupo G: 6, 7, 10, 27
Grupo H: 9, 21, 29, 12, 18
Um número maior de grupos neste período reflete o aumento da diversidade,
comentada anteriormente.
72
Information Remaining (%)
100 75 50 25 0
P01
P16
P27
P04
P21
P23
P08
P05
P19
P24
P29
P25
P02
P06
P30
P12
P17
P22
P28
P26
P10
P11
P14
P15
P20
P03
P07
P13
P18
Figura 38: Dendrograma da análise de agrupamento dos lagos de pesca no período
estiagem/frio, baseado nas espécies mais freqüentes do zooplâncton (75% de similaridade).
73
Information Remaining (%)
100 75 50 25 0
P01
P25
P23
P08
P28
P04
P20
P24
P11
P22
P19
P02
P03
P15
P16
P26
P17
P30
P05
P13
P14
P06
P27
P07
P10
P09
P21
P29
P12
P18
Figura 39: Dendrograma da análise de agrupamento dos lagos de pesca no período
chuvoso/quente, baseado nas espécies mais freqüentes do zooplâncton (75% de similaridade).
74
5 - DISCUSSÃO
5.1 - Variáveis físicas e químicas da água
Os resultados referentes às características físicas e químicas da água
demonstraram haver variabilidade entre os lagos estudados, sendo a amplitude de
variação maior no período chuvoso/quente que no período estiagem/frio.
No período chuvoso, o efeito diluidor da chuva e o tempo de residência
mais curto podem ter sido responsáveis pela variação observada.
A transparência da água, relacionada diretamente à concentração de sólidos
totais em suspensão, apresentou no período chuvoso valores mais altos que no período
seco. Este resultado contraria a expectativa de que, havendo maior aporte de material
alóctone carreado pela chuva, os valores de transparência seriam menores e os de sólidos
em suspensão maiores durante o período chuvoso. Tal fato evidencia a influência
exercida pelo manejo dos lagos sobre as variáveis ambientais, reduzindo a ação da
sazonalidade que naturalmente atua nestes ambientes.
Os valores de transparência apresentaram uma amplitude de variação
correspondente ao recomendável - entre 0,25 e 0,70 m - por SIPAÚBA-TAVARES
(1994) para tanques de piscicultura. O pesqueiro 23, no entanto, apresentou
transparência inferior a 0,20 m (0,10 m no período seco e 0,15 m no período chuvoso) e
os valores mais elevados de sólidos totais em suspensão nos dois períodos estudados.
Considerando que a água de abastecimento do lago vem diretamente de nascente, que
não há solo exposto na área de entorno, há indícios de que esteja havendo um manejo
pouco adequado, com excesso de material sendo adicionado à água do lago.
Os lagos estudados, embora pertencentes a sub-bacias diferentes quanto às
suas características geológicas, geomorfológicas e de uso e ocupação do solo,
apresentaram semelhantes amplitudes de variação das características físicas e químicas
estudadas. GREEN & BOYD (1995), consideram a adição de fertilizantes e rações como
75
responsável pelo maior aporte de nitrogênio e fósforo em lagos de piscicultura, enquanto
a chuva e o escoamento superficial representam uma entrada menor destes nutrientes. Os
referidos autores verificaram que não há diferença sazonal significativa das variáveis
abióticas da água de lagos de piscicultura.
Estas observações levam a supor que o manejo é direcionado a estabelecer
um ambiente onde todas as variáveis sejam controladas no sentido de prover nutrientes
aos peixes e as boas condições para sua sobrevivência, ainda que intuitivamente por
parte de alguns proprietários. A oxigenação da água através de aeradores mecânicos é
muito empregada na maioria dos pesqueiros, o que indica uma grande preocupação em
não comprometer os estoques de peixe pela falta de oxigênio na água. Uma possível
estratificação em decorrência do aquecimento superficial diário, principalmente no
período seco, pode ter ocorrido em virtude da maior amplitude térmica observada nesta
época, o que poderia provocar redução do oxigênio dissolvido em parte da coluna
d’água. Com a intervenção que promove a movimentação da água por mecanismos
artificiais, ou ainda, devido a pouca profundidade dos lagos que favorece a circulação da
água pela ação de ventos, é pouco provável observar situação de anoxia no fundo,
embora seja grande o volume de matéria orgânica em decomposição aí acumulado.
Segundo SIPAÚBA-TAVARES (1995) a qualidade da água é um fator
limitante em tanques de piscicultura e a renovação da água costuma ser usada para a
eliminação de resíduos alimentares e metabólicos, já que um dos principais problemas
destes lagos é decorrente da grande quantidade de alimento que não é utilizado pelos
peixes e acaba ficando disponível para o crescimento de algas e bactérias.
A temperatura da água, apresentou uma variação mais significativa que as
demais variáveis entre os períodos estudados. Supõe-se que esta variável possa atuar
como um fator isolado, sem influenciar diretamente as demais variáveis que seriam
controladas pela ação do manejo adotado - 97% dos lagos estudados são submetidos a
manejo, conforme informaram seus proprietários. A necessidade, segundo estes, é de
controlar o pH da água, promover oxigenação e, principalmente, adicionar alimentos e
76
nutrientes complementares aos peixes, introduzindo rações e fertilizantes. Estas ações se
dão muitas vezes de forma empírica, sendo poucos os que contam com assessoria
técnica para definir a quantidade e qualidade adequada de produtos a serem adotados. A
preocupação predominante é proporcionar saúde e vigor aos peixes oferecidos aos
pescadores, sendo negligenciados os aspectos referentes à qualidade da água e dos
efluentes produzidos na atividade.
Em relação à eutrofização promovida, MERCANTE et al. (2004)
verificaram que não houve diferença significativa entre os períodos seco e chuvoso para
as variáveis que definem o grau de trofia dos lagos estudados, ressaltando que todos eles
apresentaram concentrações de fósforo total pelo menos dez vezes acima do
recomendado pela resolução CONAMA 20 (1986) - valores preconizados para a Classe
II, que estabelece os limites para águas destinadas à aqüicultura natural ou intensiva.
Segundo os autores supracitados os valores obtidos para o IET classificariam estes lagos
como ambientes eutróficos a hipereutróficos.
Os resultados da análise de componentes principais evidenciaram a
importância das variáveis relacionadas ao processo de eutrofização nos dois períodos
estudados. Os valores de temperatura e transparência da água foram menos variáveis no
período chuvoso entre os lagos estudados em conseqüência de características climáticas
deste período (menor amplitude térmica e maior umidade relativa do ar). As variáveis
relacionadas às demais características físicas e químicas da água, entretanto, foram mais
dependentes do manejo dos lagos. Assim sendo, a dinâmica das variáveis ambientais
fica condicionada pelo manejo, que consiste prioritariamente na alimentação dos peixes
por adubação orgânica, rações (cuja adição fica condicionada à transparência da água),
ceva (muito empregada tanto pelos proprietários quanto pelos pescadores) oxigenação
por aeradores e calagem dos tanques para o controle do pH (Relatório FAPESP, 2003).
Além disso, há ainda o recurso de se esgotar o lago e tornar a enchê-lo no caso de
ocorrer algum problema não solucionado pelos mecanismos acima, dependendo apenas
da disponibilidade de água para realizá-lo. Alguns proprietários mencionam recorrer a
este recurso, principalmente em época de introduzir nova carga de peixes nos lagos.
77
PEREIRA et al. (2004) verificaram que o fluxo de água em tanques de
piscicultura influenciou as características físicas e químicas, bem como a comunidade
zooplanctônica presente: os sistemas com menor fluxo de água apresentaram maior
concentração de nutrientes, material em suspensão e clorofila-a, enquanto os sistemas
com maior fluxo de água apresentaram redução da densidade e biomassa de organismos,
sendo que a variável mais impactada pelo fluxo contínuo de água foi a concentração de
oxigênio dissolvido. No presente estudo, a maior variação da concentração de oxigênio
dissolvido observada no período chuvoso leva a supor que o maior fluxo de água nos
lagos de pesca produzido pelo aumento das precipitações e pela maior disponibilidade
de água para a renovação dos lagos, também influencia de modo significativo esta
variável.
78
5.2 - Comunidade zooplanctônica
5.2.1 -Composição da comunidade
As densidades numéricas totais da comunidade zooplanctônica observadas nos
dois períodos amostrados comparam-se às que foram obtidas em diversos reservatórios
da bacia do Alto Tietê em estudo realizado por COELHO-BOTELHO et al. (2001).
Observou-se que, no período seco, vários pesqueiros apresentaram densidades
numéricas acima de 500 000 indivíduos por metro cúbico, enquanto no período chuvoso,
densidades superiores a esta se verificaram em um único pesqueiro (pesqueiro 02).
Como neste período a maior disponibilidade de água permite que seja feita uma
renovação mais freqüente da água dos lagos, supõe-se que o tempo de residência seja
menor neste período. O tempo de residência maior do período estiagem/frio tem papel
importante no estabelecimento de comunidades zooplanctônicas, acarretando densidades
numéricas mais elevadas neste período.
A temperatura da água, dentre as variáveis avaliadas, foi a única cuja amplitude
de variação foi grande entre os dois períodos e menor entre os pesqueiros no período
chuvoso - mesmo padrão de variação observado na densidade numérica total dos
organismos. A temperatura influencia o crescimento, as taxas de filtração e a reprodução
de organismos zooplanctônicos (GEIGER, 1983), sobretudo em regiões temperadas.
Num ambiente onde as características ambientais são muito influenciadas pelo manejo
exercido, a variação da temperatura - uma variável dificilmente manipulada nos lagos de
pesca - pode passar a exercer uma influência maior sobre os organismos.
No entanto, a influência exercida pelo aumento da temperatura sobre o
zooplâncton (modificação das taxas metabólicas, aceleração da reprodução,GEIGER,
1983) pode ter sido compensada pelo efeito diluidor da chuva e da renovação da água
dos lagos, uma vez que as densidades numéricas totais foram mais baixas no período
chuvoso/quente. A perda de biomassa planctônica (efeito wash-out) foi observada por
PEREIRA (2003) nas represas do Médio e Baixo Tietê, e resultou de uma interação de
79
processos operacionais das usinas hidrelétricas, pluviosidade e consumo elétrico. Este
efeito promove, segundo o autor, o transporte das espécies planctônicas para outros
corpos d’água a jusante da represa em questão.
No caso dos lagos de pesca, a variação da vazão se dá em função da necessidade
de renovação da água, como já se mencionou anteriormente, medida que pode ser
adotada mais de uma vez ao dia, dependendo da chegada de nova carga de peixes. Além
disso, pode haver um manejo de peixes entre os lagos de um mesmo estabelecimento
com a finalidade de aumentar sua capturabilidade, o que pode influenciar algumas
variáveis ambientais, sobretudo o oxigênio dissolvido, como menciona LOPES (2000).
Em represas consideradas eutróficas as densidades do zooplâncton são, em geral,
mais baixas durante o período chuvoso/quente, em conseqüência da diminuição de
nutrientes devido à diluição da água superficial (CALEFFI 1994; WISNIEWSSKI 1998;
PIVA-BERTOLETTI 2001). No caso dos lagos de pesca, considerados eutróficos ou
hipereutróficos, a diluição se dá pela ação direta da água da chuva ou pela maior taxa de
renovação da água do lago.
PEREIRA et al. (2004) verificaram que mudanças significativas da estrutura da
comunidade zooplanctônica de tanques de piscicultura estiveram associadas ao fluxo de
água nos tanques, além de disponibilidade alimentar, variações físicas e químicas do
ambiente e interações biológicas tais como predação e competição. Segundo estes
autores, a densidade de peixes nos tanques afeta a dinâmica das comunidades
zooplanctônicas, o que distingue os sistemas constituídos pelos tanques de piscicultura
dos lagos de pesca. Nestes últimos os peixes são introduzidos já adultos, em geral, com
hábitos alimentares que não incluem organismos do zooplâncton e, portanto, exercendo
uma influência menor sobre esta comunidade. Embora não tenha sido avaliada
experimentalmente a influência da predação de peixes sobre o zooplâncton, esta não
pode ser descartada.
80
Segundo ESTEVES (em preparação) os peixes mais freqüentes nos pesqueiros
estudados foram as tilápias das espécies Tilapia rendalli e Oreochromus niloticus.
Segundo LAZZARO (1987), estas espécies são consideradas planctívoras, alimentando-
se, de cladóceros e copépodos, de onde se poderia pressupor que a predação fosse
também um fator importante no controle das populações zooplanctônicas deste
ambiente. No entanto, ESTEVES (op. cit.) menciona que a análise do conteúdo
estomacal dos indivíduos destas espécies, coletados nos lagos estudados, continha
predominantemente ração e detritos.
ESTEVES (1988) afirma que em regiões tropicais, onde as águas possuem maior
concentração de material em suspensão, as algas e zooplâncton são geralmente de menor
porte o que favorece a ocorrência de peixes planctófagos onívoros.
As diversas espécies de peixes que são introduzidas nos lagos de pesca não
apresentam, como se pode concluir, um hábito alimentar restritivo, sendo consideradas
mais generalistas. Isto reduz a intensidade do impacto produzido pela predação sobre o
zooplâncton nos lagos de pesca, onde o alimento para os peixes é artificial e abundante.
Em relação à composição da comunidade zooplanctônica as espécies registradas
nos lagos são, de modo geral, as que vêm sendo verificadas nos últimos estudos
realizados em corpos d’água da bacia do Alto Tietê (PIVA-BERTOLETTI 2001;
LUCINDA et al. 2004).
Algumas destas espécies foram introduzidas recentemente, como Kellicottia
bostoniensis e Brachionus havanaensis, constando apenas nos últimos estudos
realizados em represas do Alto e Médio Tietê e sua dispersão para outras áreas de
ocorrência estaria relacionada a ações antropogênicas (SENDACZ, 2002).
Kellicottia bostoniensis vem sendo registrada em trabalhos recentes em outras
bacias hidrográficas como a que faz parte o reservatório de Furnas em Minas Gerais
(LANDA et al., 2002), nos reservatórios do Médio Tietê (LUCINDA, 2003), sendo o
81
seu primeiro registro no Brasil feito por LOPES et al. (1997) no reservatório mesotrófico
de Segredo (Paraná). LANDA et al. (opus. cit.) acreditam que os organismos desta
espécie são favorecidos pelo processo de eutrofização dos corpos d’água e tendem a se
expandir nas regiões tropicais, onde foram introduzidas - seriam originalmente de
regiões temperadas, mais especificamente da América do Norte.
Atividades como introdução de peixes originários de outras bacias em represas,
tanques de piscicultura ou lagos de pesca podem ser responsáveis pela ocorrência de
espécies do zooplâncton que não eram observadas antes da intervenção. A comunidade
fitoplanctônica, do mesmo modo, tem sido incrementada por espécies de registros
recentes nestes ambientes (SANT’ANNA, comunicação pessoal). No presente estudo
verificou-se em vários lagos de pesca a presença do rotífero Filinia cornuta brachiata,
cuja ocorrência só havia sido registrada em lagos do Hemisfério Norte.
Uma causa provável da ocorrência de espécies não registradas anteriormente
nestas bacias poderia ser investigada através de um levantamento mais acurado sobre a
água utilizada no transporte de peixes dos tanques de criação, onde se dá a reprodução e
desenvolvimento das fases iniciais, até chegarem aos lagos de pesca. Informações
fornecidas pelos proprietários fazem referência a trocas de água dos tanques de
transporte durante o percurso, captando muitas vezes água em fontes ou riachos à beira
da estrada.
O copépode ciclopóide Acanthocyclops robustus, presente em alguns pesqueiros
estudados também teria sua dispersão associada à ação antropogênica. Segundo ROCHA
& COELHO-BOTELHO (1998) esta espécie é considerada cosmopolita e tem sido
observada em represas e lagos artificiais do Peru, Uruguai, Argentina e Brasil. O
primeiro registro em uma represa do estado de São Paulo foi em 1998, na represa
Billings (CETESB, 1999), tendo ocorrido também na represa de Barra Bonita
(PEREIRA, 2003) onde foi associada ao processo de eutrofização observado naquele
ambiente. Estudo realizado por PIASECKI (2000) demonstrou que os organismos desta
espécie podem constituir importantes predadores de larvas de peixes em tanques de
82
cultivo, onde encontrem boas condições de desenvolvimento e possam se tornar
dominantes no zooplâncton. Nos lagos estudados a abundância relativa desta espécie foi
pequena, o que não deve representar ameaça aos peixes, sobretudo porque estes são
introduzidos nos lagos já adultos, quando não são mais predados por este ciclopóide.
ROCHA (2000) alerta que a importância médica dos copépodes ciclopóides vem
sendo negligenciada nos estudos do zooplâncton, lembrando que estes organismos são
comprovadamente portadores de vermes que podem trazer prejuízos à saúde humana,
além de parasitar peixes, causando grandes perdas à aqüicultura.
A presença de copépodes da ordem Poecilostomatoida, constituída por espécies
predadoras de peixes, foi verificada nestes lagos e pode estar relacionada à introdução de
água dos tanques de criação juntamente com os peixes nos lagos de pesca. Estes
copépodes são também predadores de peixes e podem comprometer sua saúde. No
entanto, foram verificados em densidades muito baixas, sem representar um
comprometimento ao estoque de peixes dos lagos de pesca no período estudado.
Grande parte das espécies de organismos zooplanctônicos que foram observadas
neste estudo evidencia a importância da influência exercida pela freqüente renovação da
água sobre a comunidade zooplanctônica, pois são comumente associadas a ambientes
lóticos (como rotíferos do gênero Lecane e o cladócero Bosminopsis deitersi, por
exemplo). Isto demonstra a importância da contribuição de nascentes, córregos e
riachos, principais formadores da maioria dos lagos de pesca estudados, para a
composição da comunidade zooplanctônica nestes ecossistemas.
A maioria das espécies de rotíferos verificadas nos lagos de pesca tem sido
registrada nos estudos realizados nos reservatórios desta bacia, sendo as mais comuns,
segundo LUCINDA et al. (2004), Conochilus unicornis, Keratella cochlearis, Lecane
bulla, Polyarthra vulgaris e Trichocerca similis. Todas estas são consideradas no
referido estudo como espécies cosmopolitas. Segundo estes autores, algumas espécies
observadas têm sua ocorrência relacionada ao grau de trofia do corpo d’água, como
83
Brachionus angularis, Brachionus calyciflorus, Brachionus havanaensis havanaensis,
Filinia opoliensis, Kellicottia bostoniensis, Keratella cochlearis var. tecta e Trichocerca
capucina multicrinis. Estas espécies foram freqüentes e abundantes na maioria dos lagos
de pesca estudados, o que evidencia as características eutróficas destes ambientes.
PIVA-BERTOLETTI (2001) recomenda, no entanto, que espécies como Conochilus
unicornis, Keratella americana, Keratella cochlearis e Polyarthra vulgaris não sejam
utilizadas como indicadoras da qualidade da água porque estas ocorrem na maioria dos
corpos d’água do Estado de São Paulo, independentemente do estado trófico.
O agrupamento dos táxons mais freqüentes nos lagos do pesca evidenciou grupos
com associações de Keratella americana e Polyarthra vulgaris, tanto no período seco
quanto no chuvoso, o que pode significar uma similaridade do ponto de vista ecológico
entre as duas espécies. Nos dois períodos também participaram do mesmo grupo
Anuraeopsis fissa e náuplios de ciclopóides. A diversificação de táxons mais freqüentes
no período chuvoso e a constituição de um maior número de grupos com menor número
de táxons, pode ser resultante de condições mais homogêneas entre os lagos,
possivelmente em decorrência do maior volume de chuvas neste período.
Foi comum a dominância de uma única espécie de rotífero na comunidade
zooplanctônica dos lagos estudados, como se observou por exemplo com Brachionus
angularis em muitos dos lagos nos dois períodos e ainda com Kellicottia bostoniensis no
pesqueiro 2 (66%) e Synchaeta pectinata no pesqueiro 21 (58%) no período chuvoso. O
alto grau de dominância de espécies pode indicar, segundo GREEN (1993), distúrbios
ambientais, responsáveis por gerar instabilidade no sistema, favorecendo a espécie mais
apta a se adaptar a eles. Tal fato também foi observado com cladóceros como Bosmina
longirostris que representou 53% da comunidade zooplanctônica do pesqueiro 27 e
Bosminopsis deitersi que representou 65% da comunidade zooplanctônica no pesqueiro
02, durante o período seco.
Em relação às abundâncias relativas dos grupos zooplanctônicos, houve
predomínio de rotíferos sobre os microcrustáceos na maioria dos lagos estudados, nos
84
dois períodos amostrados. A dominância de rotíferos é comum em sistemas lênticos de
regiões tropicais e subtropicais e é relativamente previsível em ambientes sujeitos a
instabilidade, como é o caso dos lagos de pesca, por sua característica de maior
oportunismo em comparação a outros grupos do zooplâncton, ciclo de vida mais curto,
reprodução partenogenética, sem estágios larvais, produção de ovos de repouso,
tolerância a baixos teores de oxigênio dissolvido, hábito alimentar seletivo em relação ao
tamanho das partículas (STEMBERGER & GILBERT 1987; MIRACLE & VICENTE
1983; PAGGI & PAGGI 1990; GILBERT & BOGDAN 1981).
Os rotíferos seriam ainda favorecidos pela presença de bactérias, fitoflagelados e
protozoários que se encontram comumente associados a cianobactérias (SENDACZ,
2000).
Segundo SANT’ANNA (em preparação) o grupo das cianobactérias foi
predominante no fitoplâncton dos lagos estudados, com abundâncias relativas muito
semelhantes às verificadas para os rotíferos.
PIVA-BERTOLETTI (2001) concluiu em seu estudo dos lagos do Parque
Estadual das Fontes do Ipiranga que nestes ambientes o predomínio do
microzooplâncton (rotíferos e náuplios) independe do estado trófico.
As baixas densidades de microcrustáceos obtidas neste estudo indicam que o
manejo dos lagos é desfavorável a estes organismos, seja pela constante renovação da
água que promove sua remoção sem que completem seu ciclo reprodutivo, seja pela
adição de elementos químicos (fertilizantes, rações, medicamentos) que alteram as
condições físicas e químicas da água, modificando de maneira adversa seus habitats.
Uma grande variabilidade do tempo de residência destes lagos que é presumível
a partir do relato de proprietários sobre manejo adotado, parece ser um dos fatores mais
importantes na composição das comunidades planctônicas. A mesma observação foi
feita por PEREIRA (2003) para os reservatórios do Médio e Baixo Tietê, onde o tempo
85
de residência influenciou o padrão de circulação da água e a distribuição das
comunidades aquáticas.
As variações observadas nos índices de diversidade e riqueza entre o primeiro e o
segundo período de estudo levam a supor que a maior disponibilidade de água
propiciada pelas chuvas aumente também o fluxo de água nos lagos, já que vários
proprietários admitem esta forma de manejo para limpeza dos tanques e descarte de
pequenos peixes sem valor comercial. Tal procedimento, ainda que promova uma
melhoria da qualidade da água do lago sob aspecto sanitário, para a comunidade
zooplanctônica, especialmente, tem impacto negativo. Tanto as densidades numéricas
quanto os índices de diversidade obtidos evidenciam uma comunidade mais numerosa e
diversificada no período estiagem/frio do que no chuvoso/quente, sendo que nos dois
períodos a riqueza foi fortemente influenciada pelos rotíferos.
A redução na diversidade e riqueza da comunidade, bem como a maior riqueza
de rotíferos nos dois períodos, também foi observada por MACEDO (2004) em viveiros
de peixes.
Na tabela a seguir é apresentada a comparação entre o número de táxons obtidos
pelo autor supracitado e os obtidos neste estudo:
Viveiros de peixes
(MACEDO, 2004)
Pesqueiros da RMSP
Grupo de organismos
(número de táxons)
seca chuva seca chuva
Rotíferos
42 35 80 64
Cladóceros
11 7 17 17
Copépodes
3 3 14 12
Total
56 45 111 93
Riqueza média
32 44 27 32
Equitatividade média
0,77 0,77 0,12 0,18
Diversidade média
3,75 2,01 2,11 3,15
Se comparados os índices de riqueza média obtidos nos dois estudos, entretanto,
nota-se que houve aumento do índice de riqueza nos lagos de pesca estudados do
86
período seco para o período chuvoso. Isto decorre do fato de que no estudo realizado em
viveiros há maior equitatividade nos ambientes estudados - 6 viveiros dispostos em
seqüência, com fluxo contínuo de água - enquanto a água dos lagos dos pesqueiros tem
origem diversificada. A baixa equitatividade observada nestes lagos evidencia uma
distribuição heterogênea dos organismos nos táxons, além de indicar dominância de
um táxon sobre os demais.
Os índices de diversidade também apresentaram uma situação diferente entre os
ambientes constituídos pelos viveiros de peixes e os dos lagos de pesca, nos períodos
estudados. Nos primeiros a diversidade foi maior no período seco, diminuindo no
período chuvoso, enquanto nos lagos de pesca ocorreu o inverso. Estes resultados podem
evidenciar mais uma vez a contribuição dos corpos d’água formadores dos lagos de
pesca para a comunidade zooplanctônica aí estabelecida.
LUCINDA et al. (2004) em seu estudo sobre reservatórios da bacia do Alto Tietê
observaram que a maior riqueza de rotíferos (30 táxons) ocorreu na represa de Cachoeira
das Graças, pertencente à sub-bacia do rio Cotia, sendo que os menores índices
ocorreram na represa Pedro Beicht, também nesta sub-bacia, e no lago Rodrigo Pires,
sub-bacia do reservatório Billings. No presente estudo não há evidências de que a
riqueza da comunidade zooplanctônica varie tanto de um lago de pesca para outro (entre
21 e 35 no período seco e 24 e 43 no período chuvoso), o que pode ser mais uma das
influências do manejo sobre a comunidade, que acaba conferindo condições mais
homogêneas a todos estes ambientes. LUCINDA et al. (op. cit.) obtiveram riquezas
variando entre 7 e 30 (apenas para o grupo dos rotíferos) nas represas do Alto Tietê.
A análise de agrupamento aplicada aos pesq ueiros resultou num número maior
de grupos no período seco do que no chuvoso. Tal fato pode ser decorrente de uma
possível homogeneização dos lagos propiciada pelo aumento do volume de chuvas,
permitindo aceleração nas taxas de renovação e redução no tempo de residência dos
lagos, como já se inferiu baseado nos resultados do agrupamento dos táxons mais
freqüentes do zooplâncton.
87
5.2.2 - Relação com o estado trófico e com aspectos de interesse
sanitário
Observou-se neste estudo um aumento das densidades numéricas totais do
zooplâncton proporcional ao aumento nas concentrações de fósforo total e clorofila-a.
Esta relação foi mais nítida no período estiagem - frio, onde se observaram densidades
mais elevadas, na faixa de variação entre 0,10 e 0,20 mg/L de fósforo total e entre 0,03 e
0,10 mg/L de clorofila-a. No período chuvoso - quente verificou-se uma faixa mais
estreita de variação das concentrações de fósforo total e clorofila-a. Esta diferença entre
os dois períodos está, possivelmente, relacionada ao efeito diluidor da chuva associado à
maior renovação da água do lago e menor tempo de residência. A faixa de variação no
período chuvoso (entre 0,05 e 0,15mg/L de fósforo total e 0,01 e 0,05 mg/L de clorofila-
a), embora mais restrita que no período seco, ainda situa os pesqueiros entre eutróficos a
hipereutróficos quanto ao grau de eutrofização.
ROCHA et al. (1997), relacionando a comunidade zooplanctônica com o grau de
eutrofização de dez sistemas lacustres brasileiros, observaram uma faixa de variação
semelhante da concentração de fósforo total e clorofila-a (entre 0,01 e 0,10 mg/L), onde
a densidade média do zooplâncton variou entre 150.000 ind/m³ (lago oligotrófico) a
9.900.000 ind/m³ (lago hipereutrófico). Estes autores verificaram que as densidades são
baixas em lagos oligotróficos mas não obedecem a uma seqüência proporcional ao grau
de eutrofização; outros fatores, como efeito “washout”, escoamento superficial em áreas
agrícolas contribuindo com a entrada no corpo d’água de substâncias tóxicas e,
principalmente, o sistema operacional das represas intervêm na composição das
comunidades fitoplanctônica e zooplanctônica.
SENDACZ et al. (no prelo), comparando duas represas com diferentes estados
tróficos, obtiveram densidades totais de zooplâncton 10 vezes mais elevadas na represa
Guarapiranga classificada como eutrófica (com 677.500 ind/m³) que na represa Ponte
Nova, classificada como oligotrófica (69.000 ind/m³). Neste estudo os autores também
88
verificaram uma redução nas concentrações de nutrientes e clorofila-a durante o período
chuvoso - quente, resultante da diluição na água superficial.
PIVA-BERTOLETTI (2003) também obteve densidades totais de zooplâncton
proporcionalmente mais elevados em relação ao Índice de Estado Trófico em três lagos
estudados do Parque Estadual das Fontes do Ipiranga.
Segundo CULVER (1991) a variação das quantidades de nitrogênio e fósforo
disponíveis afeta a composição dos fitoplâncton: altas taxas de fósforo favorecem as
cianobactérias com menor importância na alimentação de organismos zooplanctônicos
que as algas verdes e diatomáceas ao zooplâncton.
Os estudos de CULVER (op. cit.) concluem que o excesso de nutrientes pode
resultar em efeitos prejudiciais para o zooplâncton e os peixes, acarretando problemas na
qualidade da água tais como baixas concentrações de oxigênio dissolvido e/ou de
amônia ionizada associadas a alto pH e altas concentrações de nitrogênio.
O estudo realizado por SANT’ANNA et al. (em preparação) verificou que o
nitrogênio e o fósforo não são limitantes para a comunidade fitoplanctônica dos lagos de
pesca e que a variação do pH, turbidez e transparência da água teriam influência mais
determinante sobre ela, já que não seria controlada pela baixa disponibilidade destes
nutrientes.
Tais variáveis ambientais, através da comunidade fitoplanctônica, podem exercer
um efeito indireto sobre o zooplâncton. Um dos possíveis efeitos está relacionado às
condições ambientais favoráveis às florações de cianobactérias, cujo predomínio no
fitoplâncton tem grande importância na qualidade do alimento disponível ao
zooplâncton.
Houve dominância de cianobactérias nas comunidades fitoplanctônicas
estudadas, o que, segundo SANT’ANNA et al. (op. cit.), resultou do enriquecimento da
água promovido através do arraçoamento, iscas e ceva para atrair os peixes. Estudos
89
realizados durante o período chuvoso - quente demonstraram que em 60% dos
pesqueiros havia a presença de microcistinas na água do lago (MERCANTE et al., em
preparação). Para que se estabeleçam relações entre a presença de microcistina na água e
a composição da comunidade zooplanctônica há a necessidade de estudos laboratoriais e
bioensaios que avaliem a natureza e a intensidade dos efeitos que estas toxinas podem
promover nos diferentes organismos do zooplâncton.
FERRÃO-FILHO (1998) verificou que os rotíferos da espécie Brachionus
calyciflorus são mais sensíveis a neurotoxinas do que a hepatotoxinas que são
produzidas por Microcystis aeruginosa e que foram comuns nos pesqueiros estudados.
Isto indica que os efeitos sobre as diferentes espécies do zooplâncton podem variar em
função da espécie de cianobactéria presente e do tipo de toxina produzida. Além disso,
fatores como a temperatura podem influenciar indiretamente na sensibilidade dos
organismos às toxinas produzidas por cianobactérias (GILBERT, 1996).
Para os cladóceros o baixo valor das cianobactérias como alimento se deve a uma
combinação de vários fatores, tais como as suas características bioquímicas, a
capacidade de interferir mecanicamente no processo de filtração de partículas e a pouca
digestibilidade das colônias ou filamentos, o que resulta em impactos negativos sobre
seu desenvolvimento e em suas taxas de reprodução (FERRÃO-FILHO, op. cit.).
O aumento da eutrofização dos corpos d’água produzido pelas atividades ligadas
à piscicultura estimulam também a produção de grande diversidade e densidade de
bactérias. Segundo MORIARTY (1997), as cadeias alimentares microbianas são parte
fundamental de todos os sistemas de aqüicultura e têm impacto direto na produtividade,
mesmo quando praticada a alimentação artificial intensiva. O autor afirma que, onde se
adiciona matéria orgânica, as bactérias tornam-se componentes essenciais da cadeia
trófica.
90
O processo de mineralização da matéria orgânica autóctone ou alóctone na massa
de água resulta em biossíntese de proteína particulada, composta pela célula bacteriana
que, por sua vez, constitui excelente alimento para o zooplâncton.
A grande diversidade de bactérias no ambiente aquático compreende também
aquelas potencialmente patogênicas. MORIARTY (op. cit.) e VINATEA-ARANA
(2004) chamam a atenção para um dos principais impactos produzidos pela aqüicultura
que é o da dispersão de organismos patógenos pelos corpos d’água.
Alguns autores, como HUQ & COLWELL (1995), HUQ et al. (1996),
TAMPLIN et al. (1990), estudaram a relação de Vibrio cholerae com crustáceos
planctônicos em ambientes com diferentes salinidades.
ARAÚJO et al. (1996) analisaram a influência do copépode Mesocyclops
longisetus na sobrevivência desta bactéria, o que consiste num grave problema de saúde,
sobretudo em países pobres.
VENKATESWARA et al. (1989) salientam que a associação de Vibrio cholerae
ao zooplâncton se dá pela fixação da bactéria à carapaça de custáceos planctônicos,
preferencialmente às exúvias de copépodes. Segundo este autor a ocorrência da doença
está associada a condições ambientais onde prevalecem deficiências sanitárias, que
implicam em eutrofização e contaminação, aliadas à presença de crustáceos
planctônicos.
Os estudos realizados por MORITA et al. (em preparação) nos lagos de pesca da
Região Metropolitana de São Paulo detectaram a presença de Escherichia coli em
concentrações que estão acima dos padrões previstos na legislação (CONAMA n
o
20,
1986), e também de Salmonela spp nas amostras de água. Em relação à presença de
Aeromonas, os autores observaram grande diversidade de espécies deste gênero, tanto
nas amostras de água quanto nos peixes analisados, muitas delas com potencial
patogênico.
91
AZEVEDO et al. (2002) estudando a ocorrência de Aeromonas spp e Vibrio
cholerae nestes lagos de pesca, verificaram que o gênero Aeromonas esteve presente em
87% dos peixes coletados e 97% das amostras de água, enquanto Vibrio cholerae não foi
detectado na água nem nos peixes coletados.
A presença destas bactérias estaria relacionada a condições inadequadas de
manuseio dos peixes, iscas e rações, além da precariedade de algumas instalações
sanitárias presentes nas proximidades dos lagos.
As baixas densidades de crustáceos planctônicos verificadas neste estudo
poderiam representar um dos fatores responsáveis pela ausência de Vibrio cholerae nos
pesqueiros estudados, porém não é suficiente para explicá-la.
Cabe ainda ressaltar que, mesmo pertencendo a sub-bacias com diferentes
características geológicas, geomorfológicas e de uso e ocupação do solo, diversas
variáveis ambientais e biológicas apresentaramm concentrações e dinâmicas muito
semelhantes, sendo comum a todos os ambientes apenas a ação preponderante do
manejo adotado e o controle que este exerce sobre todas as variáveis. Até mesmo na
colonização do ambiente pelos organismos aquáticos essa influência é perceptível
através da introdução e estabelecimento, ainda que acidental, de espécies de outras
bacias que melhor se adaptariam à instabilidade destes sistemas.
92
6 - CONCLUSÕES
• A comunidade zooplanctônica dos lagos de pesca é constituída por espécies
observadas em outros corpos d’água da bacia do Alto Tietê, havendo uma
maior semelhança com as comunidades zooplanctônicas verificadas nos
reservatórios mais eutrofizados.
• Os rotíferos constituem o grupo dominante nos lagos de pesca e é freqüente a
dominância de uma única espécie, revelando a instabilidade destes
ecossistemas, evidenciada também pelos índices de diversidade e
equitatividade obtidos.
• Há grande contribuição das espécies procedentes de córregos e nascentes
formadores dos lagos de pesca para a composição da comunidade
zooplanctônica, mas ocorrem também espécies que podem estar sendo
introduzidas através de ações ligadas a atividades de piscicultura (introdução
de espécies de diferentes bacias) e o transporte de peixes.
• Considerando que a maior disponibilidade de água no período chuvoso,
permitindo o aumento da taxa de renovação de água, pode trazer para os
lagos novas espécies para colonizar o ambiente, pode-se inferir que o
aumento da diversidade estaria relacionado às condições climáticas,
especificamente as pluviométricas, e ao manejo.
• O tempo de residência do corpo d’água é um fator determinante para a
comunidade zooplanctônica, cujo estabelecimento, por sua vez, constitui um
componente desejável em ecossistemas aquáticos saudáveis. Sabendo-se que
um tempo de residência mais prolongado é um dos fatores a favorecer as
florações de cianobactérias (um problema cada vez mais freqüente e
preocupante em grande parte dos ecossistemas aquáticos), deve haver uma
preocupação em determinar um tempo de residência que concilie o controle
das condições ambientais e sanitárias do corpo d’água e favoreça o
estabelecimento de uma comunidade planctônica diversificada.
93
• A composição e a estrutura da comunidade zooplanctônica verificada nos
lagos de pesca, associada às características físicas e químicas da água,
evidenciam um ambiente que vem sofrendo um intenso processo de
eutrofização que pode significar uma exportação significativa de nutrientes
para os corpos d’água à jusante. Uma atenção maior deve ser direcionada a
estes estabelecimentos é à regulamentação desta atividade. A conscientização
dos proprietários e freqüentadores de pesque-pagues sobre a importância dos
cuidados com a água que abastece e deriva dos tanques de pesca é
fundamental para minimizar os impactos observados neste estudo.
94
7 - REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
APHA - American Public Health Association. Standard Methods for the
Examination of Water and Wastewater, 14
th
ed., Washington, p. 412-415.
1979.
Araújo DB, Martins SC, Albuquerque LMB, Hofer E. Influence of the copepod
Mesocyclops longisetus (Crustacea: Cyclopidae) on the survival of Vibrio
cholerae O1 in fresh water. Cad. Saúde Pub. 1996; 12 (4): 551-554.
Azevedo S.M.F.O. Toxinas de Cianobactérias: Causas e conseqüências para a Saúde
Pública. Méd. on line [periódico online]. 1998, 1 (3). Disponível em:
http://www.medonline.com.br/med_ed/med3/microcis. [2004 Dez 30].
Azevedo VM, Morita, M Dropa M, Cabianca MAA, Esteves KE, Matté GR, Matté MH.
Ocorrência de Aeromonas spp. e Vibrio cholerae em pesque pagues da
Região Metropolitana de São Paulo. [Apresentado ao II Simpósio de
Segurança Alimentar e Saúde do Estado de São Paulo; 2002; Set 24; São Paulo
(BR)].
Branco CWCC. A comunidade planctônica e a qualidade da água no lago Paranoá,
Brasília, DF, Brasil. Brasília, 1991 [Dissertação de Mestrado - Departamento de
Ecologia - UFB].
Branco SM, Rocha AA, Poluição, Proteção e Usos Múltiplos de Represas. São Paulo.
Ed. Edgard Blücher, 1977.
Cairns J, McCormock PV, Niederlehner BR A proposed framework for developing
indicators of ecosystem health. Hydrobiol, 1993, 263: 1-44.
95
Caleffi S. A Represa de Guarapiranga: estudo da comunidade zooplanctônica e
aspectos da eutrofização. São Paulo, 1994 [Dissertação de Mestrado -
Departamento de Saúde Ambiental - Faculdade de Saúde Pública - USP].
CETESB. Monitoramento Integrado - Bacias do Alto e Médio Tietê. Avaliação da
Qualidade - Água, Sedimento e Peixes. Aditamento do Contrato 20.
Relatório Final. São Paulo: CETESB/SABESP, 1999.
CETESB. Relatório de qualidade das águas interiores do estado de São Paulo 2000 /
CETESB. São Paulo : CETESB, 2001.
Coelho-Botelho MJ, Cabianca MAA, Sendacz, S. Alterações na Comunidade
Zooplanctônica em Represas do Alto e Médio Tietê. (Estado de São Paulo).
São Paulo (SP): CETESB. Relatório técnico; 2001.
Conselho Nacional do Meio Ambiente - CONAMA. Resolução n. 20, de 18 de junho de
1986. Classificação das águas doces, salobras e salinas do Território
Nacional. Disponível em: http://www.lei.adv.br/020-86.htm [2002 Mar 12].
Culver DA. Effects of the N:P ratio in fertilizer form fish hatchery ponds. Verh.
Internat. Verein. Limnol. 1991; 24: 1503-7.
De Mott WR, Moxter F. Foraging on Cyanobacteria by Copepods: Responses to
Chemical defenses and resource abundance. Ecology 1991; 72 (5): 1820-34.
Eler, MN, Espíndola, EG. Estudo de caso: impactos ambientais de tanques de
pesque-e-pague no estado de São Paulo. [Apresentado no World Aquaculture;
2003; Mai 20, Salvador (BR)].
EMBRAPA. Avaliação de impacto ambiental de atividades produtivas em
estabelecimentos familiares do Novo Rural - Boletim de Pesquisa e
Desenvolvimento. Jaguariúna (SP) 2003. Disponível em:
http://www.cnpma.embrapa.br/download/boletim_17.pdf - [2004 Dez 21].
96
Esteves, FA. Fundamentos de Limnologia. Rio de Janeiro: Interciência FINEP; 1988.
FAPESP. Diagnóstico ecológico-sanitário de pesqueiros da Região Metropolitana de
São Paulo. Relatório Final. 2003.
Ferrão Filho, AS. Influências das florações de cianobactérias na dinâmica de
populações zooplanctônicas da Lagoa de Jacarepaguá (RJ): efeitos tóxicos de
Microcystis aeruginosa sobre cladóceros. Rio de Janeiro, 1998 [Tese de
Doutorado. Instituto de Biofísica/ UFRJ].
Ferrão Filho AS, Azevedo SMFO, De Mott WR. Effects of toxic and non-toxic
cyanobacteria on the life history of tropical and temperate cladocerans. Fresh. Biol.
2000; 45: 1-9.
Foratini, PO. Ecologia, Epidemiologia e Sociedade São Paulo. Artes Médicas. EDUSP,
1992
Fulton RS, Jones RC. Growth and Reproductive Responses of Daphnia to Cyanobacterial
Blooms on the Potomatic River, Int. Revue ges. Hydrobiol. 1991; 76: 5-19.
FUSP (Fundação de Apoio à Universidade de São Paulo). Plano da Bacia do Alto Tietê -
Relatório de Situação dos Recursos Hídricos - Revisão I. FUSP, Comitê da Bacia
Hidrográfica do Alto Tietê. 2001. Disponível em:
http://www.sigrh.sp.gov.br/sigrh/ARQS/RELATORIO/CRH/CBH-AT/478/05
[2003 Set 12].
Geiger JG. A review of pond zooplankton production and fertilization for the culture of
larval and fingerling striped bass. Aquaculture. 1983; 35: 353-69.
Gilbert JJ. Effect of temperature on the response of planktonic rotifers to a toxic
cyanobacteria. Ecology. 1996; 77(4): 1174-80.
Gilbert JJ, Bogdan KG. Selectivity of Polyarthra and Keratella for flagellate and
aflagellate cells. Verh. Internat. Verein. Limnol. 1981; 21: 1515-21.
97
Giné H, Bergamin H, Zagatto EAG, Reis BF. Simultaneous determination of nitrate and
nitrite by flow injection analisys. Anal.Chim. Acta. 1980; 114: 191-7.
Green J. Diversity and dominance in planktonic rotifers. Hydrobiol. 1993; 255/256: 345-
52.
Green , BW, Boyd C. Chemical Budgets for Organically Fertilized Fish Ponds in Dry
Tropics. J Aquacult Soc. 1995; 26 (3): 284-96.
Hanazato T. Interrelations between Microcystis and Cladocera in the Highly Eutrophic
Lake Kasumigaura, Japan. Int Revue ges Hydrobiol, 1991; 76: 21-36.
Henning M, Hertel H, Wall H, Johannes-Günter K. Strain-specific Influence of Microcystis
aeruginosa on Food Ingestion and Assimilation of some Cladocerans and
Copepods. Int Revue ges Hydrobiol. 1991; 76: 37-45.
Hietala J, Laurën-Maata C, Wall M. Sensitivity of Daphnia to toxic cyanobacteria: effects
of genotype and temperature. Fresh Biol. 1996; 37: 299-306.
Hirata R, Ferreira LMR. Os aqüíferos da Bacia Hidrográfica do Alto Tietê: disponibilidade
hídrica e vulnerabilidade à poluição. Rev Bras Geociênc. 2001; 31.
Huq A, Colwell.RR. Vibrios in the marine and estuarine environments. J. Mar.
Biotechnol. 1995; 3: 60-3.
Huq A, Xu B, Chowdury MAR, Islam MS, Montilla, R, Colwell RR. A Simple Filtration
Model to Remmove Plankton-Associated Vibrio cholerae in Raw Water Supplies in
Developing Countries. Ap Environ Microbiol. 1996; 62 (7): 2508-12.
IAG USP (Instituto de Astronomia, Geofísica e Ciências Atmosféricas da Universidade de
São Paulo). Relatórios 2001-2002. Disponível em:
http://www.grec.iag.usp.br/grec_relatorios.html.[2004 Jul 13].
98
IG USP (Instituto de Geociências da Universidade de São Paulo). Banco de Dados
Espaciais da Bacia do Alto Tietê, Região Metropolitana de São Paulo. Coord.
Prof. Arlei Macedo. Instituto de Geociências - USP. 1999.
IPT (Instituto de Pesquisas Tecnológicas do Estado de São Paulo) Mapa Geomorfológico
do Estado de São Paulo. I.P.T.- Divisão de Minas e Geologia Aplicada. São Paulo.
(Série Monografias, 5). 1981; vol. 1.
Jungmann D, Henning M, Friedrich J. Are the Same Compounds in Microcystis
Responsible for Toxicity to Daphnia an Inhibition of its Filtering Rate? Int. Revue
ges. Hydrobiol. 1991; 76: 47-56.
Jungmann, D, Benndorf, J. Toxicity to Daphnia of a compound extracted from laboratory
and natural Microcystis spp., and the role of microcystins. Fresh Biol. 1994; 32:
13-20.
Kitamura PC, Lopes RB, Castro-Júnior FG, Queiroz, JF. Avaliação ambiental e econômica
dos lagos de pesca esportiva na bacia do rio Piracicaba. B. Indústr. Anim. 1999;
56: 95-107.
Kotak BG, Zurawell EEP, Holmes CFB. Microcystin-LR concentration in aquatic food web
from lakes of varying trophic status. Can. Fish. Aquat. Sci. 1996; 53: 1974-1985.
Kubitza, F. Sistema de Pesca Recreativa. Cuiabá. SEBRAE/MT. 1997.
Lampert, W. Further studies on the inhibitory effect of toxic blue-green Microcystis
aeroginosa on the filtering rate of zooplankton. Arch. für Hydrobiol, 1982; 95:
207-20.
Landa GG, Aguila LR, Pinto-Coelho, RM. Distribuição espacial e temporal de Kelicottia
bostoniensis (Rousselet, 1908) (Rotifera) em um grande reservatório tropical
(reservatório de Furnas), Estado de Minas Gerais, Brasil. Acta Scienc. 2002; 24 (2):
313-19.
99
Lazzaro X. A review of planktivorous fishes: Their evoluation, feeding behaviors,
seletivities and impcts. Hydrobiol. 1987: 97-167.
Lopes RM, Lansac-Tôha FA, Vale R, Serafim Jr M. Comunidade zooplanctônica do
reservatório de Segredo. In: Agostinho AA & LC Gomes editores Reservatório de
Segredo: bases ecológicas para o manejo. Editora da Universidade Maringá.
Maringá (PN). 1997; p. 39-60.
Ludwig JA, ReynoldsJF. Statistical ecology: a primer on methods and computing. New
York (USA): John Wiley & Sons, Inc.; 1988.
Lucinda I, Moreno IH, Melão MGG, Matsumura-Tundisi T. Acta Limnol Bras. 2004; 16
(3): 203-24.
Macedo CF. Qualidade da água em viveiros de criação de peixes com sistema de fluxo
contínuo. Jaboticabal (SP) 2004 [Tese de Doutorado. Centro de Aqüicultura -
UNESP].
Marker AFH, Nusch H, Rai H, Riemann B. The measurement of photosynthetic pigments
in freshwaters and standartization of methods: conclusion and redomendations.
Arch Hydrobiol Beith. 1980; 14: 91-106.
Matthiensen A, Yunes JS, Codd G.A. Ocorrência, distribuição e toxicidade de
cianobactérias no estuário da Lagoa dos Patos, RS. Rev Bras Biol. 1999; 59: 361-
76.
Matsuzaki M. A comunidade fitoplanctônica de um pesqueiro na cidade de São Paulo.
São Paulo 2002 [Dissertação de Mestrado - Departamento de Saúde Ambiental -
Faculdade de Saúde Pública - Universidade de São Paulo].
Matsuzaki M, Mucci JLN, Rocha AA. Comunidade fitoplanctônica de um pesqueiro na
cidade de São Paulo. Rev Saúde Publica. 2004; 38 (5): 679-86.
Cune B, Mefford M J. PC-ORD. Multivariate analysis of ecological data, version 3.0.
100
Oregon: MjM Software Design; 1997.
Mercante CTJ, Cabianca MAA, Silva D, Costa SV, Esteves KE. Water quality in fee-
fishing ponds located in the metropolitan region of São Paulo city, Brazil: an
analysis of the eutrophication process. Acta Limnol Brasil. 2004; 16 (1): 95-102.
Meyer R, Grostein M.D, Biderman C. São Paulo Metrópole. Edusp: São Paulo, 2004.
Miracle MR; Vicente E. Vertical distribution and rotifer concentrations in the chemocline
of meromitic lakes. Hydrobiol. 1983; 104: 259-67.
Moriarty DJW. The Role of Microorganisms in Aquaculture Ponds. Aquacult. 1997; 151:
333-49.
Nielsen NO. Ecosystem approaches to human health. Cad. Saúde Pública. 2001; 17: 69-
75.
Nogueira MG, Matsumura-Tundisi T. Limnologia de um sistema artificial raso (Represa do
Monjolinho - São Carlos, SP). Dinâmica das populações planctônicas. Acta Limnol
Brasil. 1996; 8: 149-68.
Odum, E.P. Ecologia. Rio de Janeiro: Interamericana; 1985.
Paggi JC, Paggi S. Zooplancton de ambientes lóticos e lênticos do rio Paraná Médio. Acta
Limnol Brasil. 1990; 3: 685-719.
Pereira RHG. Análise da distribuição, densidade e diversidade de Copepoda Calanoida
e Cyclopoida nos reservatórios e tributários do Médio e Baixo rio Tietê e sua
relação com as características limnológicas do sistema. São Carlos (SP) 2003
[Tese de Doutorado. Depto. de Hidráulica e Saneamento - USP. São Carlos]
Pereira RHG, Espíndola ELG, Eler MN. Limnological variables and their correlation with
water flow in fishponds. Acta Limnol Brasil. 2004; 3 (16): 263-71.
Piasecki WG. Attacks of Cyclopoid Acanthocyclops robustus (Sars) on Newly Hatched
101
Cyprinids. Eletr J Pol Agricult. 2000; 3 (1). Disponível em: http://
www.ejpau.media.pl/series/volume3/issue1/fisheries [2004 Dez19].
Pinto-Coelho, R.M. Fundamentos em Ecologia. 1a Edição. Porto Alegre: Ed. Artes
Médicas Sul; 2000.
Piva-Bertolleti, S.A. Zooplâncton dos lagos do Parque Estadual das Fontes do Ipiranga
(SP) e relações entre espécies zooplanctônicas e estado trófico em corpos
d’água do Estado de São Paulo. São Paulo. 2001 [Tese de Doutorado. Faculdade
de Saúde Pública. USP].
Região Metropolitana de São Paulo. Carta de Classes de Declividade da RMSP.
EMPLASA (1:100000), 1979.
Rocha O. Perfil do conhecimento de biodiversidade em águas doces no Brasil. 2000.
Disponível em: http:// www.mma.gov.br/port/sbf/chm/doc/aguadoce.doc [2004 Dez
25]
Rocha O, Matsumura-Tundisi T, Sampaio EV. Phytoplankton and zooplankton comunity
structure and production as related to trophic state in some Brazilian lakes and
reservoirs. Verh. Internat. Verein. Limnol. 1997; 26: 599-604.
Rocha CEF, Coelho-Botelho MJ. Maxillopoda - Copepoda Cyclopoida. Relatório. 1998.
Disponível em: http://acd.ufrj.br/mndi/Carcinologia/hp/Text/Cyclopoida.htm [2004
Dez 19].
Sendacz, S. Principais variáveis biológicas em Aqüicultura. In: I
workshop sobre qualidade da água em aqüicultura. 2000. Pirassununga. 25-36.
Sendacz, S. Estimativa da biomassa de organismos zooplanctônicos em represas de
diferentes condições tróficas do sistema Alto Tietê (São Paulo, Brasil). 2002.
Relatório FAPESP.
Sendacz S, Caleffi, S, Santos-Soares J. Zooplannkton biomass of reservoirs of different
102
trophic state conditions of São Paulo State, Brazil. Brazil J Biol. no prelo.
Sipaúba Tavares LH. Limnologia Aplicada à Aquicultura. Jaboticabal: FUNEP, 1994.
Sipaúba Tavares LH. Variação de alguns parâmetros limnológicos em um viveiros de
piscicultura em função da luz. Acta Limnol Brasil. 1995; 7: 138-50.
Stemberger RS, Gilbert JJ. Defenses of planktonic rotifers against predators. In: Kerfoot
WC, Sih A. Predation: direct and indirect impacts on aquatic communities.
Universitiy Press of New England. 1987.
Strickland JDH, Parsons TR. A mannual of sea water analysis. Bull of the Fish Res Board
Can. 1960; 125: 1-185.
Tamplin ML, Gauzens AL, Huq A, Sack DA, Colwell RR. Attachment of Vibrio cholerae
Serogroup 01 to Zooplankton and Phytoplankton of Bangladesh Waters. Applied
Envir Microbiol. 1990; 56 (6):1977-80.
Toledo Jr AP, Talarico M, Chinez SJ, Agudo EG. A aplicação de modelos simplificados
para a avaliação de processo de eutrofização em lagos e reservatórios tropicais. In:
Anais do 12º Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental.
Camboriú (SC). 1983: 1-34.
Valentin JL. Ecologia Numérica. Uma introdução à análise multivariada de dados
ecológicos. Rio de Janeiro: Interciência. 2000.
Vargas L, Faria RHS, Ribeiro RP, Merlini LS, Moreira HLM, Toninato JC. Ocorrência
sazonal de ectoparasitos em tilápias do Nilo (Oreochromis niloticus) em um pesque-
pague de Umuarama, Paraná. Arq. Ciênc. Vet. Zool. 2003; 6 (1): 61-66.
Vasconcelos VM. Preliminary results of a study on the impact of toxic and non-toxic
cyanobacteria on some freshwater microcrustacean species. Crustaceana. 1990; 59:
316-318.
103
Vasconcelos VM. Cyanobacterial toxins in Portugal: effects on aquatic animals and risk for
human health. Braz. J. Med. Biol. Res. 1999; 32 (3): 249-254.
Venkateswara K, Takai T, Navarro IM, Nakano H, Hashimoto H, Siebeling RJ. Ecology of
Vibrio cholerae Non-01 and Salmonella spp and Role of Zooplankton in Their
Seasonal Distribution in Fukuyanma Coastal Waters, Japan. Applied Environ
Microbiol. 1989; 55 (6): 1591-98.
Vinatea-Arana L. Princípios químicos da água em aqüicultura: uma revisão para
peixes e camarões. 2ª ed. Florianópolis: Ed. da UFSC, 2004.
Werner VR, Torgan LC, Yunes JS, Cunha MT. Ocorrência de Floração de Cianofícea
(Cianobctéria) Tóxica na Represa de Itaúba, Rio Grande do Sul, Brasil. In:
Seminário Internacional do Broa – Resumos. 2000 Dez 10. São Carlos (SP).
Wetzel RG. Limnology. 2a ed.Saunders College Publishing. 1983
Wetzel RG, Likens GE. Limnological Analysis. 20a ed. NY: Spring-Verlag; 1991.
Wisniewski MJS. Distribuição espacial e produção secundária da comunidade
zooplanctônica do Reservatório de Barra Bonita, SP. São Carlos (SP); 1998
[Tese de Doutorado - Universidade Federal de São Carlos].
Zagatto P. Avaliação ecotoxicológica do reservatório do Guarapiranga-SP, Brasil, com
ênfase à problemática das algas tóxicas e algicidas. França; 1995. (Tese de
Doutorado - Université de Metz, Centre des Sciences de L’Environment).
104
Tabela 1: Altitude dos pesqueiros amostrados, características da área de entorno dos lagos de pesca e do curso d’água que os abastece.
Pesquei-
ro
Altitude
(m)
Cobertura vegetal da
área vizinha ao lago
Cobertura vegetal do
topo de morro
Cobertura vegetal da
área marginal ao curso
d´água
Agricultura
Pecuária Declivid.
predom.
Sinais de erosão Curso
d´água
formador
Área à montante do
lago
1
701 gramado
Eucalip/mata secund.
parcialm. preservada reflorest. gado >45o enrug. do morro nascente agrícola/reflorest.
2
665 gramado mata secund. parcialm. preservada milho gado ~30o enrug, á jusante nascente área cultivada
3
696 sem cobertura desmatado * resto de mata ciliar não há não há ~30o solo exposto nascente resto de mata ciliar
4
920 sem cobertura
Eucalip/mata secund.
parcialm. preservada não há não há >45o ausente córrego pouco modificada
5
796 gramado campo parcialm. preservada não há não há ~30o ausentes córrego pouco modificada
6
830 gramado
campo/Pinus/Eucal.
sem mata ciliar não há cavalos ~45o sulcos nas vert. córrego desmatada
7
767 jardim (gramado) campo sem mata ciliar não há aves ~30o ausente córr.canaliz.
área cultivada
8
765 gramado mata secund. mata ciliar preservada
hortaliças não há ~15o ausente nascente pouco modificada
9
757 gramado/solo exposto
mata/cana-de-acúcar mata ciliar preservada
não há não há ~45o ausente córrego pouco modificada
10
786 mata/gramado
Eucaliptus/agricult.
parcialm. preservada hortaliças não há ~30o desliz. barragem córr+poço pouco modificada
11
842 gramado/solo exposto
mata parc. preserv. parcialm. preservada não há não há ~30o ausente nascente pouco modificada
12
766 jardim (gramado) mata preservada mata ciliar preservada
hortaliças não há ~30o ausente nascente mata natural
13
778 gramado
Eucaliptus/campo
sem mata ciliar hortaliças gado ~30o ausente córrego pouco modificada
14
788
gramado/Eucaliptus
mata secund. parcialm. preservada não há não há ~15o ausente córrego pouco modificada
15
783 gramado/solo exposto
Eucalip/mata secund.
parcialm. preservada não há gado ~45o sulcos na área córrego pouco modificada
16
788 gramado/solo exposto
mata preservada mata/reflor. Eucaliptus
não há não há ~45o ausente córrego pouco modificada
17
800 gramado
Pinus/Eucal./mata
parcialm. preservada não há não há ~30o ausente córrego algumas casas
18
798 gramado mata/campo parcialm. preservada hortaliças não há ~30o ausente nascente pouco modificada
19
796 gramado/campo
Eucalip/mata secund.
parcialm. preservada hortaliças gado ~30o ausente córrego pouco modificada
20
787 gramado mata/horta parcialm. preservada hortaliças não há ~45o ausente córrego pouco modificada
21
801 gramado
reflorest. Eucaliptus
parcialm. preservada não há não há ~15o ausente córrego pouco modificada
22
784 gramado
Pinus/Eucal./mata
parcialm. preservada não há não há ~15o ausente córrego pouco modificada
23
805 gramado campo parcialm. preservada hortaliças aves/porcos
~30o ausente nascente pouco modificada
24
785 gramado
mata/Pinus
parcialm. preservada não há não há ~30o ausente córrego loteamento/agric.
25
805 gramado mata parcialm. preservada não há não há ~45o ausente córrego preservada
26
773 mata/gramado mata mata ciliar preservada
não há gado ~30o ausente nascente preservada
27
804 mata Secundária preparado para plantio
parcialm. preservada hortaliças não há ~15o ausente córrego pouco modificada
28
800 mata mata mata ciliar preservada
não há não há ~15o ausente nascente preservada
29
922 gramado
Eucalip/mata secund.
parcialm. preservada agricultura
não há ~30o ausente córrego algumas casas
30
952 gramado mata mata ciliar preservada
não há aves ~30o ausente nasc/cór. preservada
*O lago se situa em uma antiga calha de extração de areia.
Abreviações empregadas: decliv. predom. - declividade predominante mata secund.- mata secundária
reflorest. - reflorestamento parcialm - parcialmente
enrug - enrugamento desliz - deslizamento
córr.canaliz. - córrego canalizado nasc. - nascente
Eucalip. - Eucaliptus
Tabela 2: Variáveis físicas e químicas e concentração de clorofila a na água observadas durante o período estiagem-frio
Cód. Temp. Cond. pH OD turbidez transparência
STS N Tot P tot CHL IET
unidades ºC uS/cm mg/L NTU m mg/L mg/L mg/L mg/L
1 22,80 52,70 7,16 8,90 19,00 0,40 * 0,29 0,06 0,05 62
2 22,00 19,50 6,61 6,30 27,00 0,50 * 0,42 0,06 0,04 62
3 22,60 10,20 6,20 6,10 120,00 0,10 * 0,26 0,07 0,04 67
4 20,40 37,80 7,68 10,40 24,00 0,40 22,00 0,21 0,06 0,04 62
5 22,80 74,50 7,35 11,80 21,00 0,40 44,00 0,31 0,19 0,09 72
6 25,30 67,80 7,59 10,60 12,00 0,60 12,00 0,25 0,06 0,02 59
7 19,50 66,00 6,89 5,90 13,00 0,30 27,00 0,21 0,11 0,01 62
8 19,20 87,00 6,95 6,60 23,00 0,40 31,00 0,31 0,09 0,03 64
9 21,70 55,00 6,96 10,30 11,00 0,50 18,00 0,35 0,09 0,01 59
10 18,40 200,00 7,11 6,00 37,00 0,25 55,00 1,00 0,17 0,04 70
11 19,70 32,30 7,69 10,60 19,00 0,60 31,60 0,74 0,12 0,03 63
12 23,30 53,20 7,09 9,40 15,00 0,50 26,00 0,85 0,07 0,01 57
13 22,40 82,90 7,47 7,80 19,00 0,40 32,67 0,86 0,15 0,07 70
14 24,60 124,00 7,39 8,50 15,00 0,50 30,86 0,93 0,18 0,05 69
15 26,90 44,80 7,05 8,20 50,00 0,50 55,33 1,04 0,09 0,04 45
16 22,70 26,50 6,50 7,90 60,00 0,20 68,46 1,96 0,12 0,11 72
17 25,80 25,00 6,34 7,60 18,00 0,50 18,75 0,74 0,04 0,00 64
18 23,10 32,00 6,51 11,00 11,00 0,40 23,50 0,16 0,06 0,03 60
19 21,50 65,50 6,95 5,60 13,00 0,30 12,38 0,26 0,06 0,00 50
20 21,90 100,00 6,30 6,40 24,00 0,40 26,66 0,66 0,16 0,04 68
21 21,90 110,00 6,50 8,20 36,00 0,30 29,00 0,42 0,14 0,03 67
22 22,10 30,00 6,00 9,50 39,00 0,50 17,00 0,22 0,04 0,01 51
23 23,90 390,00 6,10 8,60 270,00 0,10 140,00 2,56 0,12 0,02 68
24 22,70 140,00 6,40 6,20 38,00 0,40 32,14 0,43 0,17 0,10 72
25 22,80 250,00 6,60 5,20 60,00 0,30 27,00 0,49 0,12 0,07 68
26 21,90 30,00 5,80 6,10 78,00 0,20 24,00 0,93 0,16 0,07 72
27 22,50 230,00 6,40 8,30 23,00 0,40 35,00 0,45 0,12 0,05 68
28 24,50 270,00 6,50 11,20 56,00 0,30 38,18 0,68 0,23 0,17 76
29 22,60 140,00 6,40 7,70 58,00 0,30 21,87 1,57 0,12 0,05 68
30 23,10 170,00 8,10 12,40 49,00 0,30 54,16 0,44 0,28 0,13 76
min 18,40 10,20 5,80 5,20 11,00 0,10 12,00 0,21 0,04 0,00 45
média 22,49 100,56 6,82 8,31 41,93 0,38 35,32 0,64 0,12 0,05 64
máx 26,90 390,00 8,10 12,40 270,00 0,60 140,00 2,56 0,28 0,17 76
Tabela 3: Variáveis físicas e químicas e concentração de clorofila a na água observadas durante o período chuvoso-quente.
Cód. Temp. Cond. pH OD turbidez transparência
STS N Tot P tot CHL
IET
unidades ºC uS/cm mg/L NTU m mg/L mg/L mg/L mg/L
1 28,30 40,00 5,50 7,90 22,00 0,50 12,14 0,21 0,05 0,01 57
2 26,60 30,00 5,60 5,90 20,00 0,70 17,50 0,29 0,06 0,01 56
3 29,40 20,00 5,30 7,40 38,00 0,35 23,27 0,41 0,06 0,00 50
4 23,80 40,00 5,40 6,80 96,00 0,20 41,50 0,44 0,05 0,01 59
5 28,60 90,00 5,80 6,60 28,00 0,40 22,00 0,50 0,10 0,01 61
6 26,20 70,00 5,80 8,50 110,00 0,30 34,18 0,78 0,06 0,00 54
7 25,30 80,00 6,10 3,90 48,00 0,30 30,67 0,48 0,11 0,06 68
8 24,20 100,00 6,10 4,40 34,00 0,50 17,50 0,30 0,08 0,02 60
9 25,10 70,00 5,90 6,10 26,00 0,50 14,50 0,38 0,08 0,10 67
10 25,30 470,00 6,80 7,00 55,00 0,20 52,00 0,35 0,35 0,01 70
11 25,20 60,00 5,60 7,90 17,00 0,80 9,14 0,27 0,08 0,02 59
12 27,40 60,00 5,70 9,50 41,00 0,40 36,00 0,30 0,08 0,04 64
13 24,90 110,00 5,80 5,50 40,00 0,25 28,00 0,32 0,13 0,06 69
14 25,40 130,00 6,10 6,10 30,00 0,25 27,33 0,28 0,18 0,01 66
15 27,40 50,00 5,80 8,40 19,00 0,55 16,40 0,25 0,05 0,00 52
16 28,00 50,00 6,30 8,30 86,00 0,20 62,00 0,42 0,17 0,04 70
17 28,60 60,00 5,60 9,80 19,00 0,60 13,09 0,22 0,07 0,01 57
18 29,00 60,00 7,60 14,60 42,00 0,40 24,57 0,31 0,03 0,02 55
19 27,50 100,00 5,70 3,50 26,00 0,40 16,00 0,52 0,07 0,05 64
20 29,60 80,00 5,70 5,80 22,00 0,40 17,50 0,23 0,10 0,07 67
21 26,90 180,00 6,10 7,50 29,00 0,40 19,43 0,36 0,14 0,02 65
22 27,80 60,00 5,70 7,70 27,00 0,50 13,50 0,20 0,05 0,13 66
23 27,20 380,00 6,30 5,00 200,00 0,15 144,00 1,24 0,17 0,04 71
24 26,90 120,00 6,10 4,20 98,00 0,20 47,50 1,74 0,13 0,00 59
25 27,60 160,00 6,20 5,20 47,00 0,40 26,00 1,68 0,08 0,05 65
26 30,00 30,00 5,60 11,00 72,00 0,20 94,00 0,35 0,16 0,03 69
27 29,20 200,00 6,20 6,10 41,00 0,30 22,00 0,42 0,14 0,05 69
28 29,40 280,00 6,30 7,30 47,00 0,30 31,33 0,83 0,19 0,09 73
29 28,20 190,00 6,10 6,40 53,00 0,30 79,50 1,33 0,09 0,02 63
30 28,30 130,00 8,10 13,60 65,00 0,25 49,33 0,39 0,23 0,43 81
min 23,80 20,00 5,30 3,50 17,00 0,15 9,14 0,20 0,03 0,00 50
média 27,24 116,67 6,03 7,26 49,93 0,37 34,73 0,53 0,11 0,05 64
máx 30,00 470,00 8,10 14,60 200,00 0,80 144,00 1,74 0,35 0,43 81
Tabela 8: Táxons da comunidade zooplanctônica presentes nas amostras coletadas nos dois períodos estudados (+ presença; - ausência)
Estiagem/Frio Chuvoso/quente
ROTIFERA
Anuraeopsis fissa (Gosse, 1851)
+
+
Ascomorpha sp
+ -
Ascomorpha ecaudis (Perty, 1859)
+ +
Asplanchna sieboldi (Leydig, 1954)
+ +
Brachionus angularis Gosse, 1851
+ +
Brachionus angularis chelonis (Ahlstrom,1940)
+ +
Brachionus angularis pseudolabratus (Ahlstrom,1940)
+ -
Brachionus bidentatus Anderson 1889
+ -
Brachionus budapestinensis Daday 1885
+ -
Brachionus calyciflorus calyciflorus (Pallas,1766)
+ +
Brachionus calyciflorus amphiceros (Ehrb., 1838)
+ +
Brachionus calyciflorus anuraeiformis (Brehm, 1909)
+ -
Brachionus caudatus Barrois & Daday 1884
+ +
Brachionus caudatus austrogenitus Ahlstrom, 1940
+ +
Brachionus caudatus personatus Ahlstrom, 1940
+ +
Brachionus caudatus vulgatus Ahlstrom, 1940
+ -
Brachionus dolabratus Harring 1915
+ +
Brachionus falcatus falcatus Zacharias 1898
+ +
Brachionus havanaensis Rousselet 1911
+ +
Brachionus mirus mirus Daday 1905
+ +
Brachionus mirus angustus (Koste,1972)
+ -
Brachionus mirus laticaudatus Paggi 1973
+ -
Brachionus patulus patulus (O. F. Muller, 1786)
+ +
Brachionus quadridentatus quadridentatus Hermann 1783
+ +
Brachionus quadridentatus brevispinus (Ehrb, 1832)
+ -
Brachionus quadridentatus cluniorbicularis (Skorikov, 1894)
+ +
Brachionus quadridentatus melheni (Barrois & Daday, 1894)
+ -
Cephalodella sp
+ -
Cephalodella gibba gibba (Ehrb, 1832)
+ +
Cephalodella tenuiseta H. & M. 1924
+ -
Collotheca sp
+ +
Conochilus coenobasis Skorikov 1914
+ +
Conochilus dossuarius dossuarius (Hudson, 1875)
+ +
Conochilus unicornis Rousselet, 1892
+ +
Dipleuchlanis propatula (Gosse, 1886)
+ -
Epiphanes macrourus (Barrois & Daday, 1894)
+ +
Filinia cornuta brachiata (Rousselet, 1901)
+ +
Filinia longiseta limnetica (Zacharias, 1893)
+ +
Filinia longiseta longiseta (Ehrb., 1834)
+ +
Filinia opoliensis opoliensis (Zacharias, 1981)
+ +
Gastropus cf. minor (Rousselet, 1892)
- +
Hexarthra intermedia intermedia (Wiesniewski, 1929)
+ +
Hexarthra mira mira (Hudson, 1871)
+ +
Kellicottia bostoniensis (Rousselet, 1908)
+ +
Keratella americana Carlin, 1943
+ +
Keratella cochlearis tecta (Laterborn, 1900)
+ +
Keratella lenzi lenzi (Hauer, 1953)
+ -
Keratella tropica tropica (Apstein 1907)
+ +
Lecane (M.) sp
+ -
Lecane bulla bulla (Gosse 1886)
+ +
Lecane bulla styrax (H. & M., 1926)
+ -
Lecane lunaris lunaris (Ehrb., 1892)
+ +
Lecane cf scutata (H. & M., 1926)
+ -
Lecane (s. str.) sp
- +
Lecane aculeata aculeata (Jakubski, 1912)
+ -
Lecane curvicornis (Murray, 1913)
+ -
Lecane hamata (Stockes, 1896)
- +
Lecane levystila levystila (Olofsson, 1917)
+ +
Lecane luna luna (Muller, 1776)
+ -
Lecane quadridentata (Ehrb 1892)
- +
Lecane unguitata unguitata (Fadeew, 1925)
+ -
Lecane proiecta Hauer 1956
- +
Lecane stichaea stichaea Harring 1913
+ -
Lepadella cf latusinus (Hilgendorf, 1899)
- +
Lepadella patella oblonga (Ehrb., 1834)
+ +
Lepadella patella patella (O. F. Muller, 1786)
+ +
Monommata longiseta (O. F. Muller, 1786)
+ +
Mytilina bisulcata (Lucks, 1912)
+ +
Platyias quadricornis quadricornis (Ehrb., 1832)
+ +
Polyarthra vulgaris vulgaris Carlin, 1943
+ +
Polyarthra vulgaris f longiremis (Carlin, 1943)
+ +
Pompholix sp
+ +
Pompholix complanata Gosse 1851
+ -
Synchaeta oblonga Ehrenberg 1831
+ +
Synchaeta pectinata Ehrenberg 1832
+ +
Synchaeta stylata Wiezejski 1839
- +
Testudinella patina intermedia Anderson 1898
+ -
Testudinella patina patina (Hermann, 1783)
- +
Trichocerca bicristata (Gosse, 1887)
+ -
Trichocerca capuccina Wierzejki & Zacharias 1893
- +
Trichocerca cylindrica (Im Holf, 1891)
+ +
Trichocerca cylindrica chattoni (Beauchamp, 1907)
+ +
Trichocerca dixon-nutalli Jennings 1903
+ +
Trichocerca gracilis (Tessin, 1890)
+ +
Trichocerca pusilla (Lauterborn, 1898)
+ +
Trichocerca similis similis (Wierzejski, 1893)
+ +
Trichocerca similis grandis (Hauer, 1965)
+ +
Trichocerca stylata (Gosse, 1851)
+ +
Bdelloidea
+ +
PROTOZOA
Thecamoeba
+
+
Ciliophora
- +
GASTROTRICHA
- +
CLADOCERA
Alona sp
-
+
Alona cf guttata (Sars, 1901)
- +
Alona cf poppei Richard, 1897
+ +
Aona cf rectangula Sars, 1861
- +
Alonella sp
+ -
Bosmina hagmanni (Stingelin, 1904)
+ -
Bosmina longirostris (O. F. Müller, 1785)
+ +
Bosminopsis deiters (Richard, 1895)
+ +
Ceriodaphnia cornuta rigaudi (Richard, 1894)
+ +
Daphnia ambigua (Scourfield, 1947)
+ -
Daphnia gessneri (Hersbst, 1967)
+ +
Diaphanosoma birgei (Korineck, 1981)
+ +
Diaphanosoma brevireme Sars, 1901
+ +
Disparalona daday (Birge, 1910)
+ +
Ilyocryptus spinifer (Herrich, 1884)
+ +
Macrothrix sp
- +
Macrothrix laticornis (Jurine, 1820)
+ +
Macrothrix triserialis
- +
Moina micrura (Kurz, 1874)
+ -
Moina minuta (Hansen, 1899)
+ +
Simocephalus cf latirostris (Brady, 1866)
+ +
Chydoridae (NI)
+ -
COPEPODA CYCLOPOIDA
Náuplios
+
+
Copepoditos
+ +
Acanthocyclops robustus (Sars, 1863)
+ +
Eucyclopos pseudoensifer (Dussart, 1984)
+ +
Mesocyclops longisetus (Thiébaud, 1914)
+ +
Metacyclops mendocinus (Wierzejski, 1892)
+ +
Microcyclops sp
+ -
Thermocyclops decipiens (Kiefer, 1929)
+ +
Thermocyclops inversus(Kiefer, 1936
+ +
Thermocyclops minutus (Lowndes, 1934)
+ -
Tropocyclops prasinus (Fisher, 1860)
+ -
COPEPODA CALANOIDA
Náuplios
+
+
Copepoditos
+ +
Notodiaptomus cf henseni (Dahl, 1894)
+ +
Notodiaptomus sp
- +
COPEPODA HARPACTICOIDA
Copepoditos
+
+
COPEPODA POECILOSTOMATOIDA
Náuplios
+
+
Copepoditos
+ +
adultos
+ +
CHAOBORIDAE
+ +
CHIRONOMIDAE
+ +
PLECOPTERA
+ -
OLIGOCHAETA
+ +
NEMATODA
+ +
OSTRACODA
+ -
TOTAL 122 104
Tabela 9: Valores de riqueza, diversidade e equitatividade da comunidade
zooplanctônica pesqueiros amostrados durante o período estiagem-frio.
PESQUEIRO RIQUEZA DIVERSIDADE
EQUITATIVIDADE
1 24 2,73 0,14
2 27 1,87 0,10
3 31 2,27 0,12
4 25 2,97 0,15
5 35 3,40 0,17
6 27 3,12 0,19
7 28 3,74 0,22
8 23 1,51 0,08
10 30 2,90 0,15
11 29 3,18 0,16
12 30 2,41 0,14
13 24 3,06 0,17
14 21 3,10 0,19
15 30 2,67 0,13
16 21 3,24 0,19
17 25 2,35 0,13
18 28 3,09 0,18
19 30 3,77 0,25
20 32 3,12 0,15
21 22 2,54 0,16
22 28 3,09 0,18
23 33 3,57 0,20
24 32 2,99 0,15
25 33 3,45 0,16
26 23 1,94 0,09
27 22 2,06 0,14
28 21 2,69 0,20
29 25 3,36 0,18
30 27 2,71 0,13
Tabela 10: Valores de riqueza, diversidade e equitatividade da comunidade
zooplanctônica pesqueiros amostrados durante o período chuvoso-quente.
PESQUEIRO RIQUEZA DIVERSIDADE
EQUITATIVIDADE
1 29 3,70 0,23
2 34 2,11 0,10
3 43 4,03 0,23
4 29 2,42 0,15
5 31 2,62 0,14
6 24 3,22 0,19
7 38 3,99 0,22
8 28 3,24 0,20
9 37 3,37 0,18
10 33 3,26 0,18
11 29 2,95 0,16
12 27 3,38 0,19
13 38 3,34 0,18
14 36 3,21 0,17
15 32 2,93 0,16
16 24 3,17 0,20
17 32 3,35 0,20
18 36 3,30 0,19
19 35 3,52 0,21
20 39 3,68 0,20
21 35 2,54 0,14
22 30 3,34 0,19
23 26 2,52 0,14
24 31 2,89 0,15
25 37 3,58 0,19
26 26 2,25 0,12
27 31 3,95 0,23
28 26 3,29 0,18
29 33 3,42 0,19
30 26 1,97 0,10
Tabela 11: Correlações das variáveis físicas, químicas e clorofila a com os eixos 1 e 2,
correspondentes ao período estiagem-frio
VARIÁVEIS
EIXO 1 EIXO 2
Temperatura (TEMP)
-0.068 0.167
Condutividade (COND)
-0.388 0.083
pH
0.023 0.561
Oxigênio dissolvido (OD)
-0.038 0.570
transparência (TRANSP)
0.306 0.455
Sólidos totais em suspensão (STS)
-0.465 -0.023
Nitrogênio inorgânico (Ninorg)
-0.363 -0.208
Fósforo total (PT)
-0.471 0.198
Clorofila a (CHL)
-0.423 0.190
Variância explicada
34,00% 21,80%
Tabela 12: Correlações das variáveis físicas, químicas e clorofila a com os eixos 1 e 2,
correspondentes ao período chuvoso-quente
VARIÁVEIS
EIXO 1 EIXO 2
Temperatura (TEMP)
0.036 0.347
Condutividade (COND)
0.407 -0.165
pH
0.367 0.350
Oxigênio dissolvido (OD)
-0.013 0.614
transparência (TRANSP)
-0.442 0.109
Sólidos totais em suspensão (STS)
0.435 -0.075
Nitrogênio inorgânico (Ninorg)
0.289 -0.363
Fósforo total (PT)
0.434 0.067
Clorofila a (CHL)
0.204 0.446
Variância explicada
37,60% 21,60%
Tabela 13: Correlações dos táxons de rotíferos com os eixos 1 e 2, correspondentes ao período estiagem-frio
TAXONS
EIXO 1 EIXO 2
Afissa
0.2536 0.0086
Ascomorp
0.1367 0.1045
Aecaudis
-0.0372 -0.2002
Asiebold
0.1823 -0.1685
Bangular
0.2788 0.1711
Bbidenta
-0.0335 0.0577
Bbudapes
-0.0169 0.1199
Bcalycif
0.2235 -0.1073
Bcaudatu
0.1817 -0.0257
Bdolabra
0.0378 -0.0742
Bfalcatu
-0.0124 -0.0375
Bhavanae
-0.1334 0.2290
Bmirus
-0.0581 0.2273
Bpatulus
0.0158 0.0701
Bquadrid
0.0649 -0.2263
Cephalod
0.0710 -0.0853
Cgibba
-0.1390 -0.2018
Ctenuise
-0.1390 -0.2018
Collothe
-0.0289 0.0168
Ccoenoba
0.0641 -0.0748
Cdossuar
-0.2305 0.0549
Cunicorn
0.1666 0.0433
Dpropatu
-0.1183 -0.0471
Emacrour
0.0110 0.1011
Fcornuta
0.0615 -0.0061
Flongise
-0.0010 -0.0114
Fopolien
0.1047 0.0159
Hinterme
-0.0086 0.0697
Hmira
0.0944 0.0708
Kbostoni
0.1595 0.0181
Kamerica
0.1824 0.1571
Kcochlea
0.2560 -0.0831
Klenzi
0.0813 0.1330
Ktropica
0.3122 -0.0386
Lecanesp
-0.0176 0.0391
Laculeat
0.1015 -0.0150
Lbulla
-0.1032 -0.0306
Lcurvico
0.0856 0.1386
Llevysti
-0.1494 0.2085
Lluna
-0.1390 -0.2018
Llunaris
-0.0603 0.1857
Lscutata
-0.0026 0.0193
Lunguina
-0.1494 0.2085
Lpatella
0.0186 -0.1773
Monommat
0.0158 0.0701
Mbisulca
-0.1797 -0.0937
Pquadric
-0.1250 -0.0714
Pvulgari
0.2190 0.1826
Pompholi
0.1130 0.0614
Pcomplan
0.0263 -0.0240
Soblonga
0.0402 0.2095
Spectina
0.0965 -0.1615
Tpatina
0.0434 -0.0715
Tbicrist
0.0158 0.0701
Tcylindr
0.1753 -0.2251
Tdixon-n
-0.0389 0.0596
Tgracili
0.0134 0.2171
Tpusilla
0.1895 0.0443
Tsimilis
0.0560 0.0627
Tstylata
0.0597 0.0302
Bdelloid
0.0563 -0.2460
Variância explicada
11,36% 9,31%
Tabela 14: Correlações dos táxons de crustáceos com os eixos 1 e 2, correspondentes ao período chuvoso-quente
TAXONS EIXO 1 EIXO 2
Afissa -0.1280 -0.2136
Aecaudis -0.0582 0.0338
Asiebold -0.1717 -0.1400
Bangular -0.1412 -0.0020
Bbidenta -0.0388 0.0594
Bbudapes 0.0331 0.0184
Bcalycif -0.2676 -0.0744
Bcaudatu -0.2297 0.0098
Bdolabra 0.0719 0.0683
Bfalcatu -0.0723 0.0960
Bhavanae -0.0785 0.1568
Bmirus 0.2529 -0.1770
Bpatulus -0.0340 0.1222
Bquadrid -0.2798 -0.0005
Cgibba 0.1046 -0.2691
Collothe 0.2798 -0.1369
Ccoenoba 0.1257 -0.0555
Cdossuar 0.1028 -0.1729
Cunicorn 0.0488 0.0736
Emacrour -0.1288 -0.1056
Fcornuta -0.1366 0.0100
Flongise -0.0560 -0.0411
Fopolien -0.0815 -0.1072
Gminor -0.1221 -0.0706
Hinterme 0.0946 0.0440
Hmira -0.1373 -0.1653
Kbostoni 0.1974 -0.1752
Kamerica 0.0559 -0.0179
Kcoclear -0.1172 0.1653
Klenzi -0.0393 -0.0132
Ktropica -0.2572 0.1363
Laculeat -0.0232 0.0368
Lbulla -0.0861 -0.1385
Lhamata 0.1084 0.1084
Llevysti 0.1108 0.0034
Llunaris -0.0209 0.0878
Lecane ( -0.0565 0.0165
Lpapuana 0.0237 -0.1026
Lquadrid 0.1046 -0.2691
Lremanei -0.0476 -0.0352
Lrotunda 0.0331 0.0184
Lstiaea 0.0272 -0.0363
Ltriloba 0.1033 -0.0144
Llatusin 0.2279 0.1281
Lpatella 0.0264 0.1066
Mlongise -0.0304 0.0071
Mbisulca -0.0959 0.0853
Pquadric 0.1946 0.1898
Pvulgari -0.1966 -0.0824
Pompholi -0.0770 0.0454
Soblonga -0.0350 -0.2934
Spectina -0.0601 -0.0631
Sstylata -0.0980 -0.1814
Tpatina 0.0800 0.1216
Tcapucin 0.0675 0.0866
Tcylindr -0.0954 -0.0967
Tdixon-n -0.0445 -0.0506
Tgracili 0.1341 -0.1992
Tpusilla -0.2162 -0.1809
Tsimilis -0.0395 -0.0691
Tstylata 0.0687 -0.3233
Bdelloid -0.0065 -0.1699
Variância explicada 10,60% 9,12%
Tabela 15: Correlações dos táxons de crustáceos com os eixos 1 e 2, correspondentes ao
período estiagem-frio
TAXONS
EIXO 1
EIXO 2
Apoppei
-0.0642
0.0271
Alonella
-0.3834
-0.2076
Bhagmani
-0.3834
-0.2076
Blongiro
-0.0104
0.3503
Bdeiters
0.0315
0.0710
Dambigua
-0.3834
-0.2076
Dgessner
-0.1090
-0.0831
Dbirgei
-0.2222
0.2047
Dbrevire
0.0154
0.2203
Ddaday
-0.0355
-0.0343
Mlaticor
0.0623
-0.1174
Mmicrura
0.0207
0.0786
Mminuta
0.0721
0.1134
Slatiros
0.0612
0.1720
Ispinife
0.0216
-0.1450
nauplioC
-0.2823
0.2531
copepodi
-0.3106
0.2667
Acanthoc
0.0612
0.1720
Epseudoe
0.1273
-0.0479
Mlongise
-0.0174
0.2182
Mmendoci
-0.0587
0.1804
Microcyc
0.0482
0.0890
Tdecipie
-0.3707
0.0992
Variância explicada
16,26%
13,09%
Tabela 16: Correlações dos táxons de crustáceos com os eixos 1 e 2, correspondentes ao
período chuvoso-quente
TAXONS
EIXO 1
EIXO 2
Adavidyi
-0.1995
0.0396
Aguttata
-0.0543
-0.0090
Apoppei
0.3133
0.2394
Aretangu
-0.0526
0.1181
Blongiro
0.3304
0.0691
Bdeiters
0.3050
-0.0592
Ccornuta
-0.0489
-0.0152
Dgessner
0.1685
0.3299
Dbirgei
0.3108
0.1249
Dbrevire
0.3372
-0.0394
Ddaday
-0.0756
0.0699
Macrothr
0.0189
-0.2740
Mlaticor
-0.1634
0.0023
Mtriseri
-0.1096
0.1324
Mminuta
0.1051
0.2612
Slatiros
0.1685
0.3299
Sserrula
0.1193
-0.0571
Ispinife
0.0350
0.3468
nauCy
0.1564
-0.1905
copCy
0.1463
-0.1268
Acanthoc
-0.0594
-0.0423
Epseudoe
-0.0389
0.2366
Mlongise
0.0377
-0.3179
Mmendoci
-0.0997
-0.0162
Tdecipie
0.2600
-0.2780
Tinversu
0.0189
-0.2740
Tprasinu
-0.0906
0.0695
nauCal
0.2636
-0.0488
copCal
0.2396
-0.1060
Notodiap
0.2189
-0.1091
Nkieferi
0.0113
0.0163
Variância explicada
13,43%
12,82%
1 2 3 4 5 6 7 8 10
ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 %
CLADOCERA
Alona cf poppei 400 0,5
Alonella sp 4 0,6
Bosmina hagmanni 713 1,0
Bosmina longirostris 83335 1,3 1640 0,2 23840 3,8 220 0,2 80 0,1 800 0,7 20 0,6 380 0,7
Bosminopsis deitersi 522335 64,7 280 0,3 12800 2,5
Daphnia ambigua 65 0,9
Daphnia gessneri 4 0,6 400 0,5
Diaphanosoma birgei 194 0,3 16000 2,0 320 0,4 1560 0,1 280 0,2
Diaphanosoma brevireme 80 1,0 3820 0,6
Disparalona daday 20 0,2 20 0,2
Moina micrura 2320 0,4 1540 0,1 320 0,4
Moina minuta 8 0,1 11165 1,4 10640 1,3 6640 1,6 8240 7,2 60 0,2 2540 0,5
Simocephalus cf latirostris 20 0,3
Chidoridae (NI) 28 0,4 10 0,1
Ilyocryptus spinifer 10 0,1 40 0,4
Subtotal 1016 0,1 632855 78,4 13780 1,7 49440 7,9 3380 0,3 400 0,5 9320 8,1 80 0,2 2920 0,5
COPEPODA CYCLOPOIDA
náuplios 112551 15,7 5 0,6 260 0,3 2632 0,4 280 0,3 3760 4,9 560 0,5 40 0,1 440 0,8
copepoditos 74899 1,4 115 0,1 150 0,2 696 0,1 1680 0,2 720 0,9 260 0,2 20 0,6 560 0,1
Acanthocyclops sp machos 520 0,8
Acanthocyclops sp fêmeas 140 0,2
Eucyclops pseudoensifer machos 20 0,6 100 0,2
E. pseudoensifer fêmeas 40 0,7
Mesocyclops longisetus fêmeas 40 0,7
M. longisetus fêmeas ovadas 20 0,4
Microcyclops sp fêmeas 20 0,4
Thermocyclops decipiens machos 1457 0,2 15 0,2 20 0,2
T. decipiens fêmeas 842 0,1 55 0,7 20 0,2
T. decipiens fêmeas ovadas 130 0,2
Thermocyclops inversus machos 2124 0,3 5 0,6 50 0,7 660 0,6
T. inversus fêmeas 2364 0,3 10 0,1 480 0,5
T. inversus fêmeas ovadas 1336 0,2 40 0,4
Tropocyclops prasinus machos 20 0,2
T. prasinus fêmeas 10 0,1
Subtotal 195703 27,2 195 0,2 520 0,6 3988 0,6 3140 0,3 4480 5,9 840 0,7 80 0,2 1220 0,2
COPEPODA CALANOIDA
náuplios 70 0,9 160 0,2 4320 5,7 100 0,9 320 0,6
copepoditos 40 0,5 40 0,6 140 0,3
Subtotal 0 0 110 0,1 40 0,6 160 0,2 4320 5,7 460 0,8
COPEPODA POECILOSTOMATOIDA
náuplios 200 0,2 260 0,5
copepoditos
CHAOBORIDAE 1555 0,2 20 0,2 20 0,6
CHIRONOMIDAE 20 0,2 80 1,0 20 0,3
PLECOPTERA 5 0,6
OLIGOCHAETA 120 0,2
NEMATODA 20 0,2
Total de organismos na amostra 718758 100,0 807075 100,0 823150 100,0 624768 100,0 1046580 100,0 76340 100,0 114500 100,0 358200 100,0 558540 100,0
Tabela 6: Densidades numéricas (ind/m
3
) dos crustáceos e outros organismos planctônicos presentes nos pesqueiros
amostrados no período estiagem-frio.
11 12 13 14 15 16 17 18 19 20
ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 %
CLADOCERA
Bosmina longirostris 9900 1,2 7 3,9 4 0,2 1 0,5 8 0,3 6 0,3
Bosminopsis deitersi 164 0,8 2 0,2
Daphnia jovem
2 0,1
Daphnia gessneri 20 0,1 2 0,2
Diaphanosoma birgei 180 0,2 228 1,3 12 0,7 4 0,1
Diaphanosoma brevireme 240 0,2 460 0,5
Macrothrix laticornis 2 0,2
Moina minuta 640 0,9 20 0,1 40 0,2 20 0,2 3940 0,4 56 0,3 12 0,7 3896 1,4
Ilyocryptus spinifer 20 0,3 2 0,2
Subtotal 660 1,0 280 0,2 40 0,2 20 0,2 14480 1,5 928 5,1 238 1,3 12 0,7 12 0,4 392 1,4
COPEPODA CYCLOPOIDA
náuplios 20 0,3 4760 3,1 20 0,2 2520 0,3 2366 14,0 2 0,1 4 0,2 4 1,4 98 0,3
copepoditos 740 0,5 1720 0,2 1934 1,7 4 0,2 2 0,2 32 1,1 116 0,4
Eucyclops pseudoensifer machos
20 0,3 40 0,4
Mesocyclops longisetus machos
2 0,1
Metacyclops mendocinus machos
24 0,8
M. mendocinus fêmeas
8 0,3
M. mendocinus fêmeas ovadas
2 0,7
Thermocyclops decipiens machos
2 0,1
Thermocyclops inversus machos
6 0,3
Thermocyclops minutus machos
20 0,1
Subtotal 40 0,6 5520 3,6 0 20 0,2 4280 0,4 431 23,8 6 0,3 6 0,3 72 2,5 248 0,9
COPEPODA CALANOIDA
náuplios 20 0,3 1260 0,8 3666 2,3
copepoditos 1534 8,5 2 0,7
38 0,2
54 0,3
2 0,1
Subtotal 20 0,3 1260 0,8 0 0 0 52 28,8 2 0,7
COPEPODA HARPACTICOIDA
copepoditos 2 0,2 2 0,7
COPEPODA POECILOSTOMATOIDA
náuplios 280 0,1 100 0,1 40 0,4 6 0,3 4 0,1
copepoditos 20 0,1 6 0,3
adultos machos 2 0,1 2 0,2
CHAOBORIDAE 60 0,7 4 0,2
CHIRONOMIDAE 2 0,2 2 0,7
OLIGOCHAETA 40 0,5 80 0,9 2 0,7
Total de organismos na amostra 678260 100,0 151260 100,0 220360 100,0 87820 100,0 989800 100,0 1874 1,0 19716 1,0 18396 1,0 2878 1,0 286562 1,0
Tabela 6: Densidades numéricas (ind/m
3
) dos crustáceos e outros organismos planctônicos presentes nos pesqueiros
amostrados no período estiagem-frio (contin.).
21 22 23 24 25 26 27 28 29 30
ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 %
CLADOCERA
Bosmina longirostris 596 3,5 1584 1,4 56 0,2 22934 12,3 152 52,6 3 3,1 54 9,6 6566 4,9
Bosmina longirostris (machos)
46 0,3
Bosminopsis deitersi 2 0,3 6 0,5 2 0,3
Daphnia jovem
Daphnia gessneri
Diaphanosoma birgei 2 1,2 1 0,9 24 0,9 228 0,1 4 0,7 16 0,8
Diaphanosoma brevireme 48 0,3 4 0,2 48 0,3 6 0,3
Macrothrix laticornis
Moina minuta 96 1,5 1 0,6 916 3,6 15 0,1 152 0,6 1 0,5 6 0,3 666 1,2 6 0,4
Ilyocryptus spinifer
Subtotal 98 1,6 854 5,0 916 3,6 184 1,6 272 0,2 2322 12,5 1532 53,1 32 3,3 616 1,9 6724 5,9
COPEPODA CYCLOPOIDA
náuplios 18 0,3 8 0,5 1 0,4 293 25,4 36666 14,5 2 0,2 12 3,5 4 0,4 1434 18,6 8634 6,4
copepoditos 32 0,5 12 0,7 68 0,3 966 0,8 8534 3,4 44 0,2 22 0,8 4 0,4 21 3,7 2266 1,7
Eucyclops pseudoensifer machos
1 0,4
E. pseudoensifer fêmeas
2 0,8
E. pseudoensifer fêmeas ovadas
2 0,8
Mesocyclops longisetus machos
Metacyclops mendocinus machos
216 0,9 2 0,2 1166 2,8 22 0,2
M. mendocinus fêmeas
72 0,3 2 0,2 9 1,7 4 0,3
M. mendocinus fêmeas ovadas
24 0,9 74 0,1 2 0,1
Thermocyclops decipiens machos
6 0,5 136 0,5
T. decipiens fêmeas
2 0,2
Thermocyclops inversus machos
2 0,3
Tropocyclops prasinus machos
12 0,1
T. prasinus fêmeas
1 0,9
T. prasinus fêmeas ovadas
12 0,1
Subtotal 52 0,8 2 0,1 92 0,4 3296 26,3 45648 18,3 5 0,3 124 4,3 8 0,8 14674 26,2 1928 8,1
COPEPODA CALANOIDA
náuplios 2 0,3 232 1,3 66 0,6 24 0,9
copepoditos 28 0,2 16 0,6 4 0,4
Notodiaptomus sp machos
Notodiaptomus sp fêmeas
Notodiaptomus sp fêmeas ovadas
Subtotal 2 0,3 26 1,5 66 0,6 256 0,1 4 0,4
COPEPODA HARPACTICOIDA
copepoditos
COPEPODA POECILOSTOMATOIDA
náuplios 12 0,2 6 0,3 4 0,2 4 0,2
copepoditos
adultos machos
CHAOBORIDAE 2 0,1
CHIRONOMIDAE 2 0,1 6 0,5 6 0,3
OLIGOCHAETA 6 0,2 2 0,3
NEMATODA
OSTRACODA 6 0,2
Total de organismos na amostra 6224 1,0 17214 1,0 26134 1,0 115198 1,0 253246 1,0 185878 1,0 289 1,0 963 1,0 565 1,0 13424 1,0
Tabela 6: Densidades numéricas (ind/m
3
) dos crustáceos e outros organismos planctônicos presentes nos pesqueiros
amostrados no período estiagem-frio.
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 %
CLADOCERA
Alona cf poppei
3 0,2 3 0,2
Alona cf retangula
8 1,0
Bosmina longirostris 14 0,2 2196 1,2 1948 12,2 65 0,8 612 1,3 2 0,9
Bosminopsis deitersi 1 0,1 54 0,3 256 0,5
Ceriodaphnia cornuta rigaudi 4 0,5
Daphnia gessneri 4 0,2
Diaphanosoma birgei 3 0,4 292 0,2 14 0,6 147 1,8 32 0,9 1 0,3 876 1,8 6 0,3
Diaphanosoma brevireme 28 0,2 28 0,6
Disparalona daday 7 0,2
Macrothrix sp
2 0,3
Macrothrix triserialis 6 0,7
Moina minuta 28 0,2 244 1,5 55 0,7 76 0,2 536 3,8 13 0,3 1 0,1 676 1,4 124 0,5
Simocephalus cf latirostris
2 0,1
Ilyocryptus spinifer 24 0,1 3 0,4 4 0,3
Subtotal 2 0,3 333 1,8 2365 14,8 284 3,4 18 0,3 54 3,9 138 0,4 14 0,2 27 5,5 132 0,6
COPEPODA CYCLOPOIDA
náuplios 74 10,0 6 0,3 28 0,2 79 0,9 1588 11,4 23 0,6 11 0,1 232 0,5 27 0,1
copepoditos 36 5,1 24 0,1 2 0,1 83 1,0 3 0,8 1224 8,8 13 0,3 9 0,1 388 0,8 63 0,3
Eucyclopos pseudoensifer machos
1 0,6 3 0,4 5 0,4 1 0,3 2 0,3 1 0,4
E. pseudoensifer fêmeas
8 0,6 1 0,3 2 0,9
Mesocyclops longisetus
machos
1 0,1
M. longisetus fêmeas
6 0,9
Thermocyclops decipiens machos
5 0,7 2 0,2 1 0,3 152 0,3
T. decipiens fêmeas
7 1,0 32 0,7
T. decipiens fêmeas ovadas
1 0,2
Thermocyclops inversus
machos
5 0,7
Subtotal 188 15,5 86 0,5 58 0,4 165 2,0 4 0,1 2825 2,3 362 0,9 22 0,3 85 1,6 93 0,4
COPEPODA CALANOIDA
náuplios 68 0,4 116 0,7 1 0,3 48 1,0 67 0,3
copepoditos 16 0,9 8 0,2 16 0,3 12 0,5
Notodiaptomus sp machos
1 0,5
Notodiaptomus kieferi machos
1 0,4
Subtotal 85 0,5 116 0,7 18 0,3 64 0,1 8 0,3
COPEPODA HARPACTICOIDA
copepoditos 1 0,1
COPEPODA POECILOSTOMATOIDA
náuplios 1 0,6 2 0,1 5 0,1 48 0,6
copepoditos 4 0,2 3 0,4 1 0,7
adultos machos 1 0,1 1 0,3
CHAOBORIDAE 1 0,5
CHIRONOMIDAE 1 0,1 12 0,7 9 0,2 2 0,6 4 0,3 4 0,1 3 0,4 2 0,9
OLIGOCHAETA 5 0,7
NEMATODA 1 0,7
Total de organismos na amostra
7417 100 1863121 100 1622 100 83793 100 36655 100 139397 100 383398 100 74937 100 488188 100 2347 100
Tabela 7: Densidades numéricas (ind/m
3
) dos crustáceos e outros organismos planctônicos presentes nos pesqueiros
amostrados no período chuvoso-quente.
CH 11 CH 12 CH 13 CH 14 CH 15 CH 16 CH 17 CH 18 CH 19 CH 20
ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 %
CLADOCERA
Alona cf davidyi
2 0,7
Alona cf guttata
1 0,5
Bosmina longirostris 1 0,2 242 0,5 23 0,9 82 0,7 4 0,2 2 0,1
Bosminopsis deitersi 1 0,9 1 0,5 4 0,3
Diaphanosoma birgei 2 0,7 3 0,1 2 0,4 21 0,8 4 0,4 1 0,5 3 0,2
Disparalona daday 112 0,8
Macrothrix triserialis 5 0,2 2 0,8
Moina minuta 22 0,8 18 0,9 56 0,1 21 0,8 4 0,4 4 0,2 1236 9,9 127 0,4
Ilyocryptus spinifer 1 0,3
Subtotal 25 0,9 26 0,1 59 0,1 242 0,5 274 1,6 91 0,8 1 0,5 1357 10,0 127 0,4
COPEPODA CYCLOPOIDA
náuplios 1 0,484 41 0,923 512 1,539 4 0,154 12633 22,43 14167 12,62 16 0,785 36 0,265 23 0,668
copepoditos 1 0,3 1 0,5 27 0,6 16 0,3 3 0,1 4 0,7 2 0,2 7 0,3 84 0,6 2 0,6
Acanthocyclops sp machos
1 0,3
Acanthocyclops sp fêmeas
1 0,3
Eucyclopos pseudoensifer machos
1 0,3 5 0,4
E. pseudoensifer fêmeas
3 0,2
2 0,1
Mesocyclops longisetus machos
2 0,4
Metacyclops mendocinus machos
4 0,2 7 0,2
M. mendocinus fêmeas
1 0,3 2 0,8
Thermocyclops decipiens machos 1 0,3 3 0,5
T. decipiens fêmeas
2 0,356 1 0,899
Thermocyclops inversus machos
2 0,147
T. prasinus fêmeas
5 0,368
T. prasinus fêmeas ovadas
6 0,4
Subtotal 1 0,3 2 1,0 68 0,1 533 2,0 13 0,5 13373 23,7 14197 12,6 23 0,1 13 1,0 32 0,9
COPEPODA CALANOIDA
náuplios 15 0,3 25 4,4 4333 3,9 126 0,4
copepoditos 3 0,7 2 0,4 3 0,9
Notodiaptomus sp machos
1 0,2
Subtotal 18 0,4 253 4,5 4333 3,9 129 0,4
COPEPODA POECILOSTOMATOIDA
náuplios 32 0,659 2 0,773
copepoditos 2 0,969
CHAOBORIDAE 1 0,5
CHIRONOMIDAE 1 0,5 6 0,1 56 0,1 9 0,2 1 0,5 8 0,6 1 0,3
OLIGOCHAETA 3 0,7
NEMATODA 1 0,7
Total de organismos na amostra
28773 100 26476 100 454374 100 485798 100 25965 100 56328 100 112242 100 23872 100 13591 100 344388 100
Tabela 7: Densidades numéricas (ind/m
3
) dos crustáceos e outros organismos planctônicos presentes nos pesqueiros
amostrados no período chuvoso-quente (contin.).
21 22 23 24 25 26 27 28 29 30
ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 %
CLADOCERA
Alona cf davidyi
3 0,1
Alona cf retangula
6 0,2
Bosmina longirostris 5 0,3 2 0,4 92 0,2 176 2,9 156 1,2 1 0,4
Bosminopsis deitersi 72 0,5 1 0,3
Ceriodaphnia cornuta rigaudi 8 0,2
Diaphanosoma birgei 29 0,2 13 0,2 924 2,5 84 0,7 24 0,9 4 0,7
Macrothrix laticornis 3 0,1
Macrothrix triserialis 1 0,8 1 0,4
Moina minuta 7 0,3 411 2,6 18 2,6 2664 5,6 6 0,2 376 1,3 48 0,4 24 1,0 6 0,2 1 0,2
Simocephalus serrulatus 1 0,3
Ilyocryptus spinifer 1 0,4
Subtotal 1 0,4 517 3,3 18 2,6 2692 5,6 111 0,3 2378 6,5 289 2,3 25 0,1 92 0,4 5 0,9
COPEPODA CYCLOPOIDA
náuplios 17 0,7 3 0,2 5628 14,7 158 3,3 612 11,6 282 57,5 944 7,5 34 1,4 112 0,4 1755 32,8
copepoditos 2 0,8 4 0,3 1468 3,8 2468 5,2 1128 2,4 1988 5,4 796 6,2 124 0,5 72 0,3 95 1,8
Eucyclopos pseudoensifer m
2 0,5 1 0,8 1 0,2
E. pseudoensifer fêmeas
2 0,4 6 0,5
E. pseudoensifer fêmeas ovadas
1 0,8
Metacyclops mendocinus machos
76 0,2
M. mendocinus fêmeas
7 0,2
Thermocyclops decipiens machos
5 0,1 14 0,2 96 0,2 58 1,4 1 0,4 46 0,9
T. decipiens fêmeas
28 0,6 4 0,7 84 0,2 1 0,4 1 0,4 31 0,6
T. decipiens fêmeas ovadas
24 0,7 13 0,2
Tropocyclops prasinus
machos
1 0,4 7 0,4
T. prasinus fêmeas
3 0,2
T. prasinus fêmeas ovadas
1 0,6
Subtotal 37 0,1 7 0,4 7186 18,8 4182 8,7 7348 13,3 23424 64,2 1748 13,7 465 1,9 186 0,7 18591 34,7
COPEPODA CALANOIDA
náuplios 5 0,3 28 0,6 56 0,1 264 2,0 635 11,9
copepoditos 8 0,3 3 0,6
Subtotal 5 0,3 28 0,6 56 0,1 272 1,1 6353 11,9
CHAOBORIDAE
CHIRONOMIDAE 3 0,1 2 0,1 3 0,8 12 0,3 12 0,2 16 0,4 5 0,4 3 0,1 2 0,4
PLECOPTERA 2 0,4
OLIGOCHAETA 1 0,4 4 0,1 1 0,2 3 0,8 5 0,3 2 0,8
Total de organismos na amostra
257511 100 158977 100 38311 100 47995 100 553545 100 364965 100 12742 100 2435 100 256464 100 535344 100
Tabela 7: Densidades numéricas (ind/m
3
) dos crustáceos e outros organismos planctônicos presentes nos pesqueiros
amostrados no período chuvoso-quente (contin.).
1 2 3 4 5 6 7 8 10
ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 %
Anuraeopsis fissa 648 0,9 16167 19,6 466 0,4 4 0,5 24 3,0 2 0,6 566 1,1
Ascomorpha sp
18 1,7
A. ecaudis 34 0,9
Asplanchna sieboldi 1 1,0 72 0,9 656 5,7 2 0,6 2 0,4
Brachionus angularis 192429 26,8 7165 0,9 33 0,5 666 1,7 26866 25,7 136 1,8 16 1,4 66 0,2 434 0,8
B. angularis f chelonis
121 0,2 266 0,3 24 0,3 48 0,4 366 1,2 134 1,9
B. angularis f pudolabratus 56113 7,9 335 0,4
B. bidentata f testudinarius
4633 5,6
B. budapestinensis f lineatus
6 9,6
B. calyciflorus 14 1,3 34 0,9 16 2,9
B. calyciflorus f amphiceros
14 1,3 664 8,7 168 14,7 166 0,5 7666 13,7
B. calyciflorus f anuraeiformis
64 0,6
B. caudatus caudatus 158 16,0 336 2,9
B. caudatus f personatus
4 0,4
B. caudatus f austrogenitus
384 5,3
B. caudatus f vulgatus
B. falcatus falcatus 72 0,9
B. havanaensis 5874 8,2 3835 0,5 66 0,2 8 0,1
B. mirus
B. mirus f angustus
38 0,5 88 8,5 8 0,1 334 0,6
B. mirus f typicus
4165 0,5
B. quadridentatus quadridentatus 16 0,1
Cephalodella sp
Collotheca sp
1377 1,8 35 0,4 767 0,9 48,0 0,4 34,0 0,9
Conochilus dossuarius 17835 2,3
C. unicornis 66 0,6
Epiphanes macrourus 5 0,6 4 0,4
Filinia longispina longispina 34,0 0,9
F. opoliensis 526 0,7 165 0,2 633 0,8 456,0 6,0 1264,0 11,4 1,0 0,2
F. longita f limnetica 86 8,2
Hexarthra intermedia 2466 3,9
H. mira mira 15 2,5 1566,0 2,8
Kellicottia bostoniensis 11167 13,6 66 0,2 466 0,4 24,0 0,3 366,0 0,7
Keratella americana 182712 25,4 12665 1,6 4334 6,9 1332 1,3 24,0 0,3 768,0 6,8 34,0 0,9 5334,0 9,5
K. cochlearis tecta 66 0,8 24366 39,8 4732 4,5 544,0 7,1 352,0 3,7 24434,0 68,2
K. lenzi 411 49,9 534 0,9 188 18,0 328,0 4,3 16,0 1,4
K. tropica tropica 3866 6,2 16 1,5 72,0 0,9 1472,0 12,9 66,0 0,2 17,0 3,4
Lecane aculeata
L. bulla bulla 66 0,6
L. curvicornis 66 0,6
L. levystila 335 0,4
L. lunaris lunaris 165 0,2
L. unguinata 165 0,2
Polyarthra vulgaris 15223 2,1 19665 13,6 1767 2,1 11266 18,3 3732 3,6 56,0 0,7 1152,0 1,6 2734,0 7,6 14334,0 25,7
P. vulgaris f longiremis
3352,0 44,0
Pompholix sp
34 3,2
Synchaeta oblonga 121 0,2 66 0,2 66 0,6
S. pectinata 144,0 1,9 96,0 0,8 6734,0 18,8 3234,0 5,8
Trichocerca cylindrica 28,0 1,8 1,0 0,3 34,0 0,7
T. dixon-nutalli 334 0,5
T. gracilis 1335 0,2 6 0,6 5,0 0,9
T. pusilla 45 0,6 7335 1,0 28 3,4 134 0,2 166 1,2 24,0 3,1 1536,0 13,4 566,0 1,6
T. similis grandis 45 0,6 4835 0,6 33 0,5 1466 2,3 8 0,8 8,0 0,1
T. stylata 13 1,6
Bdelloidea 56,0 0,7 176,0 1,5 166,0 2,0
Subtotal 52484 72,4 174 21,6 8846 98,2 5713 91,4 1399 99,4 6712,0 87,9 1432,0 91,2 3582,0 99,9 55368,0 99,1
Tabela 4 - Densidades numéricas (ind/m
3
) dos rotíferos planctônicos nos pesqueiros amostrados no
período estiagem-frio.
11 12 13 14 15 16 17 18 19 20
ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 %
Anuraeopsis fissa 166 0,2 166 0,8 1 1,1 2434 12,3 1434 7,8 2 0,7 3866 1,3
Ascomorpha sp
1 1,5
A. ecaudis 66 0,3 1 1,1 24 0,8
Asplanchna sieboldi 2 0,3 1 0,7 1334 6,5 334 3,8 3 0,3 12 4,2 2666 10,0
Brachionus angularis 16166 23,8 336 1,5 34 0,4 34 0,3 34 0,2 2474 0,9
B. angularis f chelonis
334 0,5 126 0,8 166 1,9 2666 2,7 6 3,4 2866 15,6 4932 1,7
B. calyciflorus 2266 3,3 15 1,0 68 3,9 466 5,4 66 0,2
B. calyciflorus f amphiceros
434 0,6 426 2,8 1134 5,1 1834 2,9 3 0,3 2666 0,9
B. calyciflorus f. dorcas 366 17,0 1 0,6
B. caudatus caudatus 266 0,4
B. caudatus f personatus
3434 3,5
B. caudatus f austrogenitus
43 6,3 1 0,7 5866 2,5
B. caudatus f vulgatus
466 2,1
B. falcatus falcatus 34 0,4
B. mirus 26 0,2
B. mirus f angustus
466 2,4 34 0,2 2 0,7
B. mirus f laticaudatus
8 4,4
B. patulus patulus 2 0,1
B. quadridentatus quadridentatus 76 0,5 1 0,5 66 0,4 32 11,1 266 0,9
Cephalodella gibba 48 1,7
C. cf tenuita 296 1,3
Cephalodella sp
34 0,2
Collotheca sp
76,0 0,5 866,0 9,9 166,0 0,2 1 0,6 1266 6,9 48 1,7 66 0,2
Conochilus coenobasis 34 0,2 24 0,8
Conochilus dossuarius 34 0,2 14 3,6
C. unicornis 66,0 1,0 34,0 0,2 66 0,3 66 0,4
Epiphanes macrourus 68734 24,0
Filinia cornuta v brachiata
8 0,3
F. longispina longispina 128 4,4
F. opoliensis 934,0 1,4 26,0 0,2 34,0 0,2 2166 12,0 166 0,8 34 0,1
H. mira mira 5,0 0,7 26,0 0,2 434,0 0,4
Kellicottia bostoniensis 195,0 12,9 66,0 0,3 66,0 0,8 37,0 31,2 66 0,4 1634 8,3 134 5,6 48 1,7 56666 19,8
Keratella americana 4,0 5,9 476,0 3,1 734,0 3,3 67,0 6,8 234 1,2 2266 12,3 2 0,7 2666 0,9
K. cochlearis tecta 634,0 0,9 1276,0 8,4 734,0 3,3 134,0 1,5 1866,0 1,9 1 0,6 34 0,2 28 7,2 3866 1,3
K. lenzi 72,0 7,3 66 0,4 17266 6,3
K. tropica tropica 12566,0 18,5 126,0 0,8 63,0 28,6 1,0 1,1 28,0 2,8 66 0,3 13734 4,8
Lecane aculeata 34,0 0,5 26,0 0,2
L. bulla styrax 2 0,7
L. luna 2 0,7
L. cf scutata 34 0,2
L. patella patella 2 0,7
Monommata sp
34 0,2
Polyarthra vulgaris 142,0 2,9 8826,0 58,3 134,0 4,7 2534,0 28,9 36534,0 36,9 12 6,6 19 55,3 2466 13,5 288 1,7 63466 22,1
P. vulgaris f longiremis
234,0 2,5 234 1,2 666 0,2
Pompholix complanata 566 1,8
Pompholix sp
234,0 1,6
Synchaeta oblonga
S. pectinata 234,0 0,3 16,0 0,8 266,0 1,3 234 1,3 34 0,2 184 6,4
Trichocerca bicristata 2 0,1
Trichocerca cylindrica 17,0 2,6 76,0 0,5 766,0 3,5 166,0 1,9 6,0 0,7 4566 24,8 12 4,2 6 0,3
T. cylindrica chattoni 1 0,5
T. dixon-nutalli 34,0 0,4
T. pusilla 61,0 9,0 226,0 1,5 1166,0 5,3 1234,0 14,5 5,0 0,6 34 0,2 3 1,5 1834 10,0 8 2,8 22 0,8
T. similis 34 0,2 1 0,6 166 0,9 8 2,8 66 0,2
T. similis grandis 134,0 1,5 1,0 0,7 1,0 0,5 4,0 4,6 3,0 0,3
T. stylata 734,0 1,8 5,0 0,3
Bdelloidea 66,0 1,0 5,0 0,3 1,0 0,5 266,0 3,3 66,0 0,7 656 22,8
Subtotal 67754,0 99,9 1442,0 95,3 224,0 99,9 8768,0 99,8 9794,0 98,9 7632 42,2 19472 98,8 18268 99,3 2788 96,9 28244 98,5
Tabela 4 - Densidades numéricas (ind/m
3
) dos rotíferos planctônicos nos pesqueiros amostrados no período
estiagem-frio (contin.).
21 22 23 24 25 26 27 28 29 30
ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 %
Anuraeopsis fissa 2 3,2 1 0,6 66 0,3 434 3,5 15266 6,3 134 0,7 2234 4,0 3466 2,6
Asplanchna sieboldi 5 0,8 266 1,2 334 0,1 6 0,6 6 0,4
Brachionus angularis 76 1,2 6834 26,1 7 0,7 5334 2,2 66 0,1 34 0,3
B. angularis f chelonis
66 0,4 1634 6,3 734 0,6 11134 4,4 18 1,0 1 1,4 1834 3,3 1634 1,2
B. calyciflorus 366 1,4 234 0,2 1666 0,7 6 0,3 5 0,9 46 0,3
B. calyciflorus f amphiceros
626 1,6 834 3,2 36 1,2 34 0,7
B. calyciflorus f anuraeiformis
34 0,1
B. caudatus caudatus 2 0,7
B. caudatus f personatus
126 2,2
B. caudatus f austrogenitus
16 6,1 2 0,3
B. dolabratus dolabratus 4 0,7
B. mirus 26 0,4
B. mirus f angustus
34 0,2 1 0,9 334 0,2
B. quadridentatus quadridentatus
76 1,2 1 3,8 366 0,3 334 0,1 46 1,6 3 0,5 2334 1,7
B. quadridentatus f brevispinus
6 2,3
B. quadridentatus f cluniorbicularis
868 3,3 134 0,5
B. quadridentatus f melhem
134 0,5
Collotheca sp
15 2,4 834 4,8 1 0,4 666 0,6 22 0,9 11934 6,4 34 0,7
Conochilus coenobasis 266 1,8 1734 0,7 334 0,2
C. unicornis 134 6,7 34 0,1 2266 2,0 27334 1,8 1866 1,4
Dipleuchlanis propatula 2 0,3
Epiphanes macrourus 1 1,7 34 0,2 18 11,2 34 0,3
Filinia cornuta v brachiata
5 0,8
F. opoliensis 266 1,2 166 0,4 234 0,2
Hexarthra intermedia 134 0,8 34 0,1
Kellicottia bostoniensis 26 0,4 66 0,4 4934 4,3 444 17,5 4 2,2 2 0,7 3634 6,5 34 0,3
Keratella americana 426 6,8 5 2,9 2734 23,5 3734 1,5 16934 9,1 8 0,3 3866 6,9 566 0,4
K. cochlearis tecta 3126 5,2 234 1,4 4334 16,6 25134 21,8 428 17,0 6 0,3 2 0,7 162 28,9 194 14,5
K. tropica tropica 1634 6,3 266 0,2 322 12,7 334 0,2 1 1,4 34 6,7 1966 1,5
Lecane (m) sp
34 0,3 2 0,3
L. bulla bulla 6 0,3 6 0,6
L. lunaris lunaris 66 0,6
Lepadella patella oblonga 334 0,1 2 0,7
L. patella patella 34 0,7
Mytilina bisulcata 2 0,7 4 0,4
Platyias quadricornis 2 0,3 2 0,7
Polyarthra vulgaris 1 16,7 5834 33,9 1734 6,6 1834 9,4 11 4,3 117334 63,1 4 0,1 326 33,9 4 0,7 65466 48,8
P. vulgaris f longiremis 17 9,9 4 2,2 23 1,7
Pompholix complanata 64 6,6
Synchaeta oblonga 556 0,5
S. pectinata 2866 16,6 2234 8,5 66 0,3 234 0,4
Testudinella patina f intermedia
34 0,1
Trichocerca cylindrica 66 0,3 134 0,5 4 0,2 2 0,7 2 2,8 166 0,3 1766 1,3
T. cylindrica chattoni 34 0,2 234 0,2
T. dixon-nutalli 23 13,4
T. gracilis 5 0,4
T. pusilla 1 0,6 35 1,3 266 0,2 3666 1,4 2534 1,4 3 3,1 566 2,0 7334 5,5
T. similis 466 0,4 266 0,1 18 3,7 534 1,0 2 0,1
T. similis grandis 34 0,1 16 0,6 256 8,9 27 2,8 12 0,9
Bdelloidea 2 1,2 166 0,6 15 1,3 466 0,2 134 0,7 744 25,7 32 31,4 834 1,5 8234 6,1
Subtotal 66 97,4 167 93,4 25122 96,1 8299 72,4 277 81,8 16264 87,5 1228 42,5 919 95,4 3527 62,9 116588 86,9
Tabela 4 - Densidades numéricas (ind/m
3
) dos rotíferos planctônicos nos pesqueiros amostrados no período
estiagem-frio (contin.).
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 %
Anuraeopsis fissa 2500 3,6 2667 0,1 7167 4,5 1167 1,4 4833 1,3 1500 1,1 41167 10,7 2333 3,1 6333 1,3 1500 0,6
Ascomorpha ecaudis 1167 0,3
Asplanchna sieboldi 2333 0,1 167 0,1 5 0,6 2233 0,6 25 0,7 1667 2,2 11 2,3
Brachionus angularis 12000 17,4 5 0,3 167 0,2 45 1,2 15 2,2 12 5,1
B. angularis f chelonis
6 0,3 2833 1,8 667 0,8 1667 14,2
B. calyciflorus 167 0,2 22333 1,2 167 0,1 667 0,5 18667 4,9 13167 17,6 333 0,7 23667 1,1
B. calyciflorus f amphiceros
333 0,2 124 34,4 333 0,2 2583 6,7 13333 17,8 1333 0,3 33333 14,2
B. caudatus caudatus 175 4,6
B. caudatus f personatus
85167 23,6 25 1,8 19 3,9 167 0,7
B. caudatus f austrogenitus
5667 2,4
B. falcatus falcatus 125 3,3
B. havanaensis 500 0,7 7 3,0
B. mirus f angustus
3165 4,5 75333 4,4 3333 2,8
B. patulus patulus 333 0,4
B. quadridentatus quadridentatus 1 0,1 167 0,5 1333 0,3 667 0,9 333 0,7 5 0,2
B. quadridentatus f cluniorbicularis
667 0,2
Cephalodella gibba 667 0,4
Collotheca sp 7000 9,9 53333 2,9 5167 3,2 1 1,2 333 0,9 1833 0,4
Conochilus coenobasis 6000 8,5 5 0,3 167 0,5 5 0,1
C. dossuarius 6 3,7 3167 0,9
Epiphanes macrourus 162333 8,7 22167 13,9 5 0,6 3833 1,6 18833 4,9 45 6,5 1667 0,3 65 2,8
Filinia cornuta v brachiata
167 0,1 167 0,4 15 2,2
F. opoliensis 1330 1,9 3 0,2 25 1,6 2 2,4 1264 3,3 1833 2,4 26 5,3 2667 1,1
F. longiseta longiseta 2 0,2 25 5,7 5333 3,8 8 2,9
F. longiseta limnetica 34 0,5
Gastropus cf minor
333 0,9
Hexarthra intermedia 1167 1,7 1333 0,7 1667 0,5 15 1,8 283 0,7
H. mira mira 14333 9,0 4 0,8 5 2,1
Kellicottia bostoniensis 2830 4,2 1227333 65,9 5167 3,2 167 0,2 1667 0,5 5833 1,2
Keratella americana 6500 9,2 96333 5,2 265 16,6 1667 2,0 28833 2,7 14667 3,8 4667 1,0 3667 1,6
K. cochlearis coclearis 83667 23,2
K. cochlearis tecta 167 0,1 7833 2,2 23667 17,0 53167 13,9 167 0,2 16667 7,1
K. tropica tropica 500 0,7 9167 2,5 1667 7,7 22 5,7 1333 1,8 333 0,7 57333 24,5
Lecane bulla bulla 2333 1,5 333 0,7
L. levystila 333 0,3 167 0,2
L. lunaris lunaris 5 0,1 167 0,7
L. papuana 37667 2,2 333 0,3 3167 0,9
L. quadridentata 167 0,1
L. triloba 167 0,2
Lepadella patella oblonga 33 0,9
Mytilina bisulcata 15 1,8 5 0,7 167 0,3
Polyarthra vulgaris 11167 15,9 43667 2,3 1667 6,7 4883 58,3 833 0,2 25833 18,5 56167 14,6 18167 24,2 545 11,2 5667 21,6
P. vulgaris f longiremis
2833 1,8 8667 1,3
Pompholix sp
167 0,7
Synchaeta oblonga 1333 0,8 283 0,7 99333 2,3
S. pectinata 167 0,2 15 0,9 667 0,8 4333 1,5 162667 33,3 83 0,4
S. stylata 1 0,3 75 1,5
Testudinella patina patina 167 0,5
T. cylindrica 500 0,7 667 0,4 2167 2,6 1 0,3 5 0,1
T. dixon-nutalli 167 0,4 2833 0,6 167 0,7
T. gracilis 1000 1,4 4 0,2 167 0,1 3 0,8 15 0,4 15667 3,3
T. pusilla 1500 2,1 9333 0,6 1167 0,7 95 11,3 667 0,2 1667 1,2 1333 2,7 833 1,1 18833 3,9 667 0,3
T. similis 12 0,6 667 0,8 667 0,3
T. similis grandis 1667 1,4 167 0,5 167 0,1 3 0,8 25 0,5 1 0,4
T. stylata 13 8,1 1167 0,2
Bdelloidea 1167 1,7 46333 2,5 1 0,6 83 1,0 1 0,3 1333 1,0 4 1,4 1 1,3 3333 0,7 1 0,4
Subtotal 59327 84,3 1807664 97,2 13452 84,5 79173 94,5 358435 99,4 15667 75,8 378298 98,7 747 98,8 452498 92,7 231 98,7
Tabela 5 - Densidades numéricas (ind/m
3
) dos rotíferos planctônicos nos pesqueiros amostrados no período
chuvoso-quente.
11 12 13 14 15 16 17 18 19 20
ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 %
Anuraeopsis fissa 4000 1,4 2167 1,0 5500 1,2 4833 1,0 6333 2,4 1 1,8 75 3,7 19667 14,5 1333 3,4
Ascomorpha ecaudis 667 0,2 167 0,4 167 0,1 667 0,3
Asplanchna sieboldi 8167 2,8 5 0,2 1 0,2 12333 2,5 333 0,1 2 1,0 25 1,8 1333 0,4
Brachionus angularis 5 0,2 125 6,5 1167 0,3 2 0,8 5 0,2 5667 4,2 5333 1,5
B. angularis f elonis 7167 3,5 1333 0,3 5 0,1 667 0,3 2 1,5 1667 0,5
B. calyciflorus 2667 0,9 39333 19,5 16667 3,7 5 0,1 29 11,2 167 0,8 1 0,7
B. calyciflorus f amphiceros
7167 2,5 6 3,0 45 1,0 8667 1,8 333 0,1 167 0,8 333 0,2 8167 2,4
B. caudatus caudatus 5833 2,3
B. caudatus f personatus
41167 9,6 167 0,3 2333 7,8 1333 1,0 37667 1,9
B. caudatus f austrogenitus
95 3,0 33 6,8 2333 0,7
B. dolabratus dolabratus 333 0,6
B. falcatus falcatus 333 0,7 167 0,6 167 0,3 19 9,3 333 1,0
B. havanaensis 1 0,3
B. mirus 333 0,3
B. patulus patulus 1 0,4 2 0,1
B. quadridentatus quadridentatus
167 0,6 5 0,1 167 0,3 167 0,5
B. quadridentatus f cluniorbicularis
1 0,2
Collotheca sp 7167 12,7 17 15,1 225 11,4 15 0,4
Conochilus coenobasis 833 0,3 175 15,6 6833 2,0
C. dossuarius 5 0,2
C. unicornis 167 0,4 9 3,5 333 0,3
Epiphanes macrourus 2667 0,9 21333 1,3 1667 2,3 15333 3,2 4167 1,7 1333 2,4 15 1,3 3833 1,9 6833 5,3 4333 1,3
Filinia cornuta v brachiata 833 0,2 667 0,3 11333 3,3
F. opoliensis 15 0,5 1167 0,3 667 0,1 1 17,8 5 0,2 833 0,6 25333 7,4
F. longiseta limnetica 24667 18,2
Hexarthra intermedia 89167 4,0 333 0,3 167 0,8
H. mira mira 13 6,3 16167 3,6 2 0,4 15 0,6 2 1,5 1833 0,5
Kellicottia bostoniensis 5 0,2 3 1,5 1167 1,4 333 0,2 667 0,5 1333 0,4
Keratella americana 15 0,5 6667 3,2 235 5,2 645 13,3 114167 44,7 15 18,6 15333 13,7 27 13,2 15 1,1 37167 1,8
K. cochlearis cochlearis 167 0,8
K. colearis tecta 667 0,2 7667 3,7 137833 3,3 119333 24,6 5833 2,3 4833 8,6 115 1,2 5 0,2 2333 1,7 15 0,4
K. lenzi 6997 5,1
K. tropica tropica 1167 0,5 333 0,2 45 8,9 1275 26,2 167 0,6 2667 4,7 167 0,8 333 0,2 9167 2,7
Lecane bulla bulla 167 0,4 5 0,1
L. hamata 167 0,1
L. levystila 167 0,1 167 0,5
L. lunaris lunaris 167 0,6 833 0,2 167 0,1 833 0,2
L. papuana 48667 16,9 333 0,2 5 0,2 48 13,9
L cf remanei
6333 1,8
L. stichaea 167 0,3 333 0,2
Lepadella cf latusinus
167 0,1
Lepadella patella oblonga 2333 0,7
L. patella patella 167 0,9 333 0,7 5 0,4
Monommata longiseta 167 0,6
Mytilina bisulcata 333 0,1 167 0,3 167 0,3 167 0,5
Platyias quadricornis 167 0,1
Polyarthra vulgaris 54667 19,0 21833 1,6 89167 19,6 5833 1,3 26833 1,4 167 0,3 667 0,6 7 3,4 34333 25,3 88667 25,7
P. vulgaris f longiremis
1667 1,2
S. pectinata 415 14,4 51333 24,9 13 2,9 6667 1,4 8833 3,5 167 0,3 2 17,8 45667 22,4 3167 2,3 1833 0,5
Testudinella patina patina 667 0,6
Trichocerca capucina 3833 0,8 167 0,1
T. cylindrica 9 3,1 833 0,4 45 1,0 16667 3,4 3167 1,2 167 0,3 167 0,1
T. cylindrica chattoni 5 0,9 333 1,0
T. dixon-nutalli 45 2,2 333 0,7 2667 0,5 1167 1,4 9667 4,7
T. gracilis 333 0,1 833 0,7 21 1,4 667 0,2
T. pusilla 8 0,3 25 1,2 2833 4,6 8667 1,8 16333 6,3 32333 15,9 1 0,7 9833 2,9
T. similis 167 0,1 167 0,5
T. similis grandis 3333 1,2 2 0,4 45 8,3 5333 2,6 167 0,3 1133 1,9 25 1,2
Bdelloidea 2667 0,9 5 2,4 5333 1,2 3667 0,8 333 0,1 1 1,8 1667 1,5 167 0,8 1667 1,2 145 4,2
Subtotal 28747 100,0 26166 99,8 452834 99,7 477168 98,2 256175 98,9 4335 71,7 9282 82,7 23522 99,8 12851 88,9 341498 99,2
Tabela 5 - Densidades numéricas (ind/m3) dos rotíferos planctônicos nos pesqueiros amostrados no período
chuvoso-quente (contin.).
21 22 23 24 25 26 27 28 29 30
ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 % ind./m3 %
Anuraeopsis fissa 12667 4,9 5833 3,7 167 0,4 267 0,4 3 0,8 12 0,9 2 7,8 247167 46,2
Ascomorpha ecaudis 2167 0,4 667 0,3
Asplanchna sieboldi 25 1,0 833 0,5 7667 2,2 1667 0,3 3 0,5 167 0,5 4 0,3 1333 4,3
Brachionus angularis 167 0,6 5 0,3 184333 48,1 9667 2,2 985 17,8 6 4,8 7 2,9 7 2,7 333 0,6
B. angularis f chelonis
833 0,2 333 0,7 7 1,3 19333 5,3 33 13,7
B. bidentata bidentata 333 0,1 1167 0,2
B. budapestinensis 667 0,1
B. calyciflorus 1 0,4 167 0,4 5 0,9 4 0,3 4333 1,7 1 0,2
B. calyciflorus f amphiceros
35 1,4 2 0,2 37667 15,7 1667 0,6
B. caudatus f personatus
6833 1,4 6667 2,8 2 7,8
B. falcatus falcatus 1 3,9 667 0,1 99833 18,4 12167 3,3 44 3,5 1333 0,6
B. havanaensis 333 0,1 167 0,4 3833 0,9 24667 4,5 184 14,4 2667 1,1
B. mirus f angustus
1167 0,7
B. patulus patulus 5 0,2 667 0,1
B. patulus v macracanthus
333 0,1
B. quadridentatus quadridentatus
167 0,6 3167 0,8 167 0,3 667 0,3 333 0,1
Collotheca sp
5 3,1 3833 0,7 5 0,1 6 0,5 5 0,9
Conochilus coenobasis 167 0,6 5 0,9 2 0,2 333 0,1
C. dossuarius 2833 1,8 1 0,2
Epiphanes macrourus 6167 2,4 1833 1,2 15333 4,3 333 0,7 7 1,3 1 0,3 74 5,9 25 1,4 14333 5,6 35 0,7
Filinia cornuta v brachiata
2 0,2 333 0,1
F. opoliensis 13 5,5 667 0,4 1333 0,3 11333 2,4 26 4,7 167 0,5 8 0,6 333 0,1
F. longiseta limnetica
Hexarthra intermedia 5 1,9 345 21,7 155 3,2 1167 0,2
H. mira mira 4 1,6
Kellicottia bostoniensis 1667 1,5 2167 0,5 45 1,2 1 0,4
Keratella americana 15 0,6 7667 4,8 124833 26,6 75833 13,7 61667 16,9 1 7,8 22 9,2 4333 1,7 333 0,6
K. cochlearis tecta 4333 1,7 5 0,3 4167 0,9 16833 3,5 333 0,9 74 5,9 667 0,3 15333 6,0 167 0,3
K. tropica tropica 833 0,2 145 3,3 17833 3,2 14 8,2 16 6,7 36667 14,3 5 0,9
Lecane aculeata 167 0,6
L. bulla bulla 1167 0,2 667 0,3 333 0,1
L. hamata 333 0,1
L. levystila 5 0,2 167 0,3
L. lunaris lunaris 1167 0,5 167 0,2 167 0,3 167 0,3 167 0,5 6 0,5 667 0,3
L. (m) pyriformis
167 0,4
L. papuana 333 0,9 124 9,7 667 0,3
L. cf rotundata
5 0,9
L. stichaea 167 0,2 167 0,3
Lepadella patella oblonga 3833 0,7
L. patella patella 167 0,3
Mytilina bisulcata 667 0,3 333 0,9 167 0,3 667 0,3 167 0,3
Platyias quadricornis 12 0,3
Polyarthra vulgaris 21333 8,3 44 27,7 21 5,5 1695 35,4 61667 11,1 587 0,2 164 12,9 55 22,9 13 5,7 3 0,6
P. vulgaris f longiremis
75 4,7
Synchaeta pectinata 148833 57,8 18667 11,7 54167 14,1 43 9,0 14 2,0 79333 3,9
Testudinella patina patina 667 0,1 2 0,2 333 0,1
Trichocerca capucina 167 0,5
T. cylindrica 2833 1,8 333 0,9 1667 0,3 2333 1,0
T. gracilis 15 0,6 3 1,9 1833 0,3
T. pusilla 15333 6,0 2333 1,5 8667 2,3 11 2,0 667 0,2 24 1,9 22333 9,3 16667 6,5 21 3,9
T. similis grandis 2167 0,8 167 0,4 167 0,3 7333 1,3 2 0,5 4 3,1
Bdelloidea 3667 1,4 12 7,5 2167 0,6 167 0,3 16 1,3 5 0,9
Subtotal 2571 99,8 153667 96,7 311 78,6 49955 85,6 478265 86,4 16755 29,3 17 84,0 232335 96,8 253664 99,0 285834 53,4
Tabela 5 - Densidades numéricas (ind/m3) dos rotíferos planctônicos nos pesqueiros amostrados no período
chuvoso-quente (contin.).
Livros Grátis
( http://www.livrosgratis.com.br )
Milhares de Livros para Download:
Baixar livros de Administração
Baixar livros de Agronomia
Baixar livros de Arquitetura
Baixar livros de Artes
Baixar livros de Astronomia
Baixar livros de Biologia Geral
Baixar livros de Ciência da Computação
Baixar livros de Ciência da Informação
Baixar livros de Ciência Política
Baixar livros de Ciências da Saúde
Baixar livros de Comunicação
Baixar livros do Conselho Nacional de Educação - CNE
Baixar livros de Defesa civil
Baixar livros de Direito
Baixar livros de Direitos humanos
Baixar livros de Economia
Baixar livros de Economia Doméstica
Baixar livros de Educação
Baixar livros de Educação - Trânsito
Baixar livros de Educação Física
Baixar livros de Engenharia Aeroespacial
Baixar livros de Farmácia
Baixar livros de Filosofia
Baixar livros de Física
Baixar livros de Geociências
Baixar livros de Geografia
Baixar livros de História
Baixar livros de Línguas
Baixar livros de Literatura
Baixar livros de Literatura de Cordel
Baixar livros de Literatura Infantil
Baixar livros de Matemática
Baixar livros de Medicina
Baixar livros de Medicina Veterinária
Baixar livros de Meio Ambiente
Baixar livros de Meteorologia
Baixar Monografias e TCC
Baixar livros Multidisciplinar
Baixar livros de Música
Baixar livros de Psicologia
Baixar livros de Química
Baixar livros de Saúde Coletiva
Baixar livros de Serviço Social
Baixar livros de Sociologia
Baixar livros de Teologia
Baixar livros de Trabalho
Baixar livros de Turismo
