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UNIVERSIDADE ESTADUAL PAULISTA - UNESP
INSTITUTO DE BIOCIÊNCIAS DE BOTUCATU
Heleno Brandão
A ICTIOFAUNA DA REPRESA DE SALTO GRANDE (MÉDIO RIO PARANAPANEMA – SP/PR):
COMPOSIÇÃO, ESTRUTURA E ATRIBUTOS ECOLÓGICOS.
Orientador: Prof. Dr. Edmir Daniel Carvalho
Julho/2007
Botucatu
Dissertação apr
esentada ao Instituto de
Biociências da Universidade Estadual
Paulista –
Unesp, Campus de Botucatu,
como parte dos requisitos para obtenção do
título de Mestre em Ciências Biológicas,
Área de Concentração: Zoologia.
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1. INTRODUÇÃO
1.1 - Impactos das represas em sistema de cascata nos grandes rios
O aumento da demanda por energia elétrica transformou os barramentos dos
grandes rios em um componente assíduo e preocupante na paisagem do país, uma vez que
a principal matriz energética brasileira é sustentada pela hidroeletricidade. Tais
empreendimentos transformam grandes rios brasileiros como Tietê, Paranapanema, Grande
e Paraná, em uma sucessão de lagos artificiais em sistema de cascata, alterando de forma
drástica os ecossistemas aquáticos e terrestres (TUNDISI, 1999).
Apenas no enfoque ambiental e ictiológico, a conseqüência de tais empreendimentos
é a modificação dos atributos ecológicos do ecossistema fluvial, causando impactos na
ictiofauna nativa com reflexos na abundância, composição e diversidade do ecossistema
original lótico (ESPÍNDOLA et al., 2004; BARRELA & PETRERE Jr., 2003; AGOSTINHO et
al.,1992; WOYNAROVICH , 1991; GORE, 1996).
Ao tratar dos diferentes problemas causados pelo represamento, também observou-
se que dependendo de suas características hidráulicas, especialmente o tipo de tomada de
água da barragem, as represas representam grande instabilidade limnológica (ESTEVES,
1998)Tais modificações induzem inúmeros efeitos negativos para o ecossistema aquático e
terrestre adjacente, exigindo um rápido ajuste da biota ao novo ecossistema semi-lêntico.
Assim, a ictiofauna remanescente será composta por espécies que possuem capacidade de
ajuste a estas novas condições (ABELHA et al, 2004; ZOCCHI, 2002; AGOSTINHO, 1994).
Neste contexto, ARAÚJO-LIMA et al., (1995) destacam que algumas espécies
podem não encontrar maneiras de completar as táticas de ciclo de vida após estas
mudanças, fazendo com que a composição e diversidade modifiquem-se no vetor espaço-
temporal. Portanto, o número de espécies que habita um reservatório é invariavelmente
menor em relação à fase antes do barramento. Isso se deve ao fato dos reservatórios
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possuir um menor número de habitats quando comparados aos rios e riachos (FERNANDO
& HOLCÍK, 1985).
Assim, as comunidades de peixes remanescentes em uma represa são resultantes da
colonização feita por aquelas da fase rio, no qual espécies que naturalmente estavam em
baixas densidades podem encontrar condições favoráveis e proliferarem, enquanto outras,
que não se ajustem ao novo ambiente podem ter sua abundância reduzida, ou mesmo,
serem extintas (AGOSTINHO et al., 1999). Desta forma, a ictiofauna remanescente é mais
simples nesse novo ambiente represado, e geralmente, é constituída por espécies de
pequeno porte, sedentárias e de baixo valor econômico (CARVALHO & SILVA, 1999;
LOWE-MCCONNELL, 1999; AGOSTINHO et al., 1999; AGOSTINHO et al., 1992; CASTRO
& ARCIFA, 1987; CARVALHO, et al., 1998a; 1998b).
Ainda CARVALHO et al., (2005) destacam que a construção de represas sucessivas,
em cascata nos grandes rios brasileiros, causando a interrupção das rotas migratórias, com
fragmentação dos ambientes naturais e substituição de ambientes lóticos por lênticos, é em
grande parte responsável pelo desaparecimento de espécies migradoras. Podemos listar
para a bacia do Alto Paraná, as seguintes espécies que desapareceram ou que apresentam
baixos estoques: Pseudoplatytoma corruscans (pintado), Zungaro zungaro (jaú), Salminus
brasiliensis (dourado), S. hilarii (tabarana), Megalonema platanus (bagre prata) e
Hemisorubim platyrhynchus (jurupoca) (CARVALHO & SILVA, 1999; AGOSTINHO & JÚLIO
JR., 1996; FERNANDO & HOLCIK, 1991).
Neste contexto, considera-se que a ictiofauna dos grandes rios é um dos grupos mais
afetados por esses barramentos (AGOSTINHO et al., 1999). Assim, a composição
ictiofaunística de uma bacia, pode apresentar diferenças de acordo com a história da própria
bacia, com a efetividade de suas barreiras e com o tamanho e multiplicidade de seus nichos
ecológicos (BRITSKI, 1994).
Contudo, deve-se considerar que além dos impactos decorrentes da construção de
represas e de seu funcionamento, as comunidades de peixes vêm sofrendo outros impactos
4
que diminuem a diversidade de peixes tais como a introdução proposital ou acidental de
espécies exóticas ou alóctones (LATINI & PETRERE, 2004; SANTOS & FORMAGIO, 2000;
ORSI & AGOSTINHO, 1999) podendo ser agravado pelo aproveitamento das águas
públicas abertas, em termos do seu potencial aqüícola para piscicultura, sustentada
basicamente no modelo zootécnico da criação de tilápias (CARVALHO et. al., 2005); perda
da vegetação ripária; contaminação por efluentes e assoreamento das margens (ALVIM &
PERET, 2004; SMITH et al., 2002; GOMES & MIRANDA, 2002; PAIVA, 1993; TORLONI et.
al., 1986).
Neste sentido, o estudo de comunidades de peixes envolve uma síntese de fatores
ambientais e de interações bióticas e abióticas, na qual a composição e estrutura de uma
comunidade podem ser analisadas sobre vários aspectos, utilizando-se de indicadores dos
seus atributos ecológicos, como diversidade, riqueza e eqüitabilidade (MIRANDA &
MAZZONI, 2003). Portanto, os estudos sobre ecologia de reservatórios, com o enfoque nas
suas ictiofaunas, são de fundamental importância devido a várias razões, entre elas: o
grande número de ecossistemas artificiais que estão sendo formados, as modificações
causadas nos sistemas originais (ELETROBRÁS, 1995) e os impactos causados por estes
empreendimentos sobre a ictiofauna.
Frente a esta situação se faz necessário um monitoramento contínuo desses
ecossistemas artificiais para que novas medidas de manejo da fauna de peixes sejam
implementadas, visando o melhor aproveitamento em termos dos seus múltiplos usos
(ROCHE & ROCHA, 2005; TUNDISI, 2003; PRADO et al., 2002;). Segundo UEHARA,
(2000); SANTOS & FORMAGIO, (2000) o conhecimento de parâmetros ecológicos básicos
como riqueza, diversidade e abundância para a ictiofauna de reservatórios, bem como a
detecção de seus fatores determinantes é fundamental para o manejo adequado das
populações ali residentes. Assim, o presente trabalho teve como objetivo fazer o
levantamento da fauna de peixe relativo à área de contribuição do reservatório de Salto
Grande mostrando a composição, estrutura e alguns de seus atributos ecológicos.
5
2. OBJETIVOS
2.1. Gerais
Caracterizar o estado atual de conservação da ictiofauna residente na represa de
Salto Grande (Médio rio Paranapanema), em termos de composição, estrutura e atributos
ecológicos. Determinar, de forma complementar, algumas condições fisiográficas e
limnológicas a fim de determinar suas possíveis influências na relação ictiofauna/ambiente
aquático.
2.2. Específicos
• Identificar a ocorrência e a composição das espécies de peixes presentes neste
ecossistema, em termos espaciais e temporais;
• Determinar os diferentes atributos ecológicos abundância numérica e biomassa,
constância de captura, CPUE (captura por unidade de esforço), riqueza de espécies,
índices de diversidade e similaridade, entre outros;
• Mensurar as variáveis abióticas tais como: 1) oxigênio dissolvido; 2) temperatura da
água; 3) pH; 4) condutividade elétrica, 5) transparência da água (m); 6) precipitação
mensal acumulada e 7) nível fluviométrico;
• Verificar a existência ou não, das possíveis influências (correlações estatísticas) das
variáveis abióticas na composição, estrutura e atributos ecológicos (variáveis bióticas)
desta ictiofauna.
6
3. ÁREA DE ESTUDO
O rio Paranapanema encontra-se inserido na bacia hidrográfica do Alto Paraná, sendo
um dos mais importantes afluentes da margem esquerda do rio Paraná. Suas nascentes
localizam-se nas encostas do maciço basáltico da vertente ocidental da Serra da
Paranapiacaba, no município de Capão Bonito, SP. Ainda possui uma extensão total de
aproximadamente 930 quilômetros, dos quais cerca de 330 quilômetros formam a divisa
natural entre os Estados de São Paulo e Paraná (DUKE ENERGY, 2003).
Devido a sua declividade, localização, presença de muitas quedas e corredeiras, como
as que existiam em Jurumirim e Salto Grande, e outras características geomorfológicas
(SAMPAIO, 1944), o rio Paranapanema tem papel importante no desenvolvimento
hidroelétrico do Estado de São Paulo. Atualmente, ao longo do eixo principal do rio existem
11 usinas em operação, transformando seu curso em uma sucessão de reservatórios em
cascata: Jurumirim, Piraju I, Piraju II, Chavantes, Ourinhos, Salto Grande, Canoas II, Canoas
I, Capivara, Taquaruçu e Rosana (BRITTO, 2003). A caracterização do reservatório
estudado encontra-se na Tabela I e II.
O reservatório de Salto Grande, cuja Usina é denominada “Lucas Nogueira Garcez”
localiza-se nas coordenadas 22° 50’, 23° S e 49° 50’ e 50° W próxima aos municípios de
Salto Grande – (SP) e Cambará – (PR), no Médio rio Paranapanema. Foi a primeira a ser
construída na bacia do rio Paranapanema, formado em 1958 e entrando em operação em
1960 (ANA, 2005). É um reservatório do tipo fio d’água, pois, a sua operação hidráulica
permite pouca variação do nível da água independentemente da sua taxa de descarga,
assim não existe uma expansão do ambiente aquático mesmo durante a época de chuva
(DIAS & GARAVELLO, 1998).
7
Fig.1. Reservatório de Salto Grande (seta) na bacia do Paranapanema e outros rios (e
UHEs) no Estado de São Paulo (Paraná e Tietê) no Brasil. (Fonte: www.polmil.sp.gov.br).
Fig. 2. Os seis trechos de coletas no reservatório de Salto Grande (médio rio Paranapanema
SP/PR). A – Barragem; B - Foz do Pardo; C - Pedra Branca; D – Rio Novo; E - Diacui e F –
Jusante. Fonte: Imagem de satélite do GoogleEarth (DigitalGlobe.
8
Tabela I. Caracterização da UHE e do reservatório de Salto Grande (médio rio Paranapanema, SP).
Tabela II. Características fisiográficas e localização dos trechos de estudos na represa de
Salto Grande.
Trecho /
Sigla
Coordenadas Tipo
Sistema
Macrófitas
aquáticas
Vegetação
ciliar
Áreas
adjacentes
Barragem
(BAR)
S 22º 54’ 13.2”
W 049º 59’00.3”
Lêntico
Presente Pequenos
fragmentos de
mata mesófila
Pastagem e
propriedades
particulares
F. Pardo
(FPA)
S 22º 54’ 14.0”
W 049º 57’ 01.1”
Lótico Presente Ausente Pastagens e
culturas
agrícolas
P. Branca
(PBC)
S 22º 57’ 08.4”
W 049º 58’ 22.0”
Transição Presente Pouco
representativa
Pastagens e
culturas
agrícolas
Rio Novo
(RNO)
S 22º 52’ 33.3”
W 049º 59’ 49.8”
Lêntico
Presente Ausente Pastagens e
culturas
agrícolas
Jusante
(JUS)
S 22º 54’ 23.3”
W 050º 00’ 05.8”
Lótico Presente Pouco
representativa
Pastagens e
culturas
agrícolas
Diacuí
(DIA)
S 23º 01’ 59.2”
W 049º 54’ 52.9”
Lêntico
Presente Pouco
representativa
Pastagens e
culturas
agrícolas
Pardo
Montante
(PMO)
S 22º 54’ 22.1”
W 49º 56’ 28,6”
Lótico Presente Pouco
representativa
Pastagens e
culturas
agrícolas
Rio Turvo
(TUR)
S 22º 56’ 07.78”
W 49º 52’ 43.64”
Lótico Presente Bem
representativa
Pastagens e
culturas
agrícolas
Características Salto Grande
Início de operação 1960
Coordenadas S 22º 54’ 13,2” W 049º 59’00,3”
Altitude 384,67 m
Tributários principais Rio Pardo e Rio Novo
Potencial de geração 72 MW
Profundidade máxima 13m
Tipo de operação Fio d’água
Tempo de residência 0,8 dias
Volume total 42,2 x 10
6
m
3
Área de drenagem 38.765 km
2
Área de espelho d’água 12,2 km
2
Perímetro 81 km
Vazão 413m
3
s
-1
9
Fig. 3. Local de desembocadura do rio Pardo no reservatório de Salto Grande. Seta.
Descarga de sedimentos no rio Paranapanema. Fonte: Imagem de satélite do GoogleEarth
(DigitalGlobe).
Fig. 4. Trecho de coleta Foz do Pardo, no reservatório de Salto Grande – SP/PR.
10
Fig. 5. Trecho de coleta Barragem (região lacustre), no reservatório de Salto Grande –
SP/PR.
Fig. 6. Trecho de coleta (região de transição) Pedra Branca, no reservatório de Salto Grande
– SP/PR.
11
Fig. 7. Trecho de coleta na desembocadura do Rio Novo, no reservatório de Salto Grande –
SP/PR.
Fig. 8. Canal de comunicação entre as lagoas e a calha do rio Paranapanema (trecho
Diacuí) na montante do reservatório de Salto Grande – SP/PR.
12
Fig. 9. Trecho de coleta “Jusante” localizado a montante do reservatório de Canoas II –
SP/PR.
Fig. 10. Trecho do rio Paranapanema.
13
4. MATERIAL E MÉTODOS
4.1. Procedimentos no campo
Foram selecionados oito trechos de coleta, sendo dois trechos (Turvo e Pardo
Montante) considerados complementares (Tab. II) devido ao baixo número de campanhas
amostrais. Assim, para os outros seis trechos foram realizadas bimestralmente, entre
novembro de 2005 a agosto de 2006, utilizando-se principalmente redes de espera de
diferentes malhagens (entre 3,0 a 14 cm entre-nós não adjacentes e alturas variando de
1,44 a 2,20 m). Além disso, para captura de exemplares de pequeno porte e juvenis que
ocupam as zonas litorâneas e macrófitas aquáticas foram realizadas coletas eventuais nos
trechos adequados em termos de características ambientais, com peneirão e rede de
arrasto (5m de comprimento, 2m de altura, 5 mm de malha) efetuando-se no mínimo seis
lances por coleta.
Os exemplares de peixes capturados foram fixados em formol 10% e acondicionados
em sacos plásticos devidamente identificados quanto ao ponto de coleta e malhagem das
redes.
No laboratório, os peixes foram triados depois do período de fixação com formol,
sendo transferidos para tambores contendo álcool 70%. A identificação foi feita com base
em chaves de identificação e guias de referência (REIS et al., 2003; NELSON, 1994;
BRITSKI et al., 1988) e com auxílio de especialistas (Dr. Francisco Langeani e Dr. Cláudio
Zawadski).
Com relação as variáveis limnológicas (fisico-química da água) nos seis trechos
principais foram compiladas informações fornecidas pelo coordenador de projeto limnológico
em parceria Duke Energy/FUNDIBIO (Prof. Dr. Marcos Gomes Nogueira). Foram elas:
oxigênio dissolvido (mg O
2
.L
-1
), temperatura da água (ºC), pH e condutividade elétrica
(µS.cm
-1
) e transparência da água (m). Também foram obtidas junto ao Setor de
Hidrobiologia da Duke Energy, na cidade de Salto Grande (SP) informações relativas aos
14
dados pluviométrico e hidrológicos, como precipitação mensal acumulada (mm de chuva) e
o nível fluviométrico (m) desta represa.
4.2. Procedimentos no laboratório
De todos os exemplares de peixes capturados foram tomados os seguintes dados
biométricos, utilizando-se de ictiômetro e balança com precisão em centigramas: 1)
Comprimento total em centímetros (Lt): medida obtida da ponta do focinho à extremidade
final da nadadeira caudal; 2) Comprimento padrão em centímetros (Ls): medida obtida da
ponta do focinho até a extremidade da última vértebra; 3) Peso total em gramas (Wt).
4.3. Análise dos dados ictiofaunístico
Os atributos ecológicos da fauna de peixes foram determinados por meio das
seguintes análises:
4.3.1. Constância de Captura das espécies que indica o número de amostragens e a
ocorrência destas nos trechos em estudo conforme DAJOZ (1972):
Onde: C = constância;
n = número de vezes em que a espécie foi registrada nas coletadas;
N = número total de coletas.
Foram atribuídas as seguintes categorias para as espécies coletadas:
Espécie constante = igual ou maior que 50%; Espécie acessória = menor que 50% e igual
ou maior que 25%; Espécie acidental ou rara = menor que 25%.
C = n / N x 100
15
4.3.2. Índice de Diversidade de Shannon-Wiener (KREBS, 1989) utilizado para medir a
ordem ou desordem contida num dado sistema, sendo atribuído peso maior às espécies
raras e é relativamente independente do tamanho da amostra.
Onde: H´ = diversidade de espécies (bits/indivíduo);
pi = proporção da espécie i na comunidade em relação ao total da amostra;
4.3.3. Eqüitabilidade de Pielou (KREBS, 1989) que é derivada do Índice de Shannon-Wiener
determinada com seguinte formula:
Onde: E = equitabilidade (variando entre 0 e 1);
H´= diversidade de Shannon-Wiener;
H´ = máximo valor de H’ = log S.
4.3.4. Riqueza de Espécies utilizando-se da seguinte formula conforme ODUM (1988):
Onde: S = número de espécies;
N = número de indivíduos.
H´= - (pi ). Log pi)
E = H’ /
H´ máx
d = (S – 1) / log N
16
4.3.5. Dominância de Simpson (KREBS, 1989) sugere que a diversidade de espécies de
uma comunidade está inversamente relacionada à probabilidade de que dois indivíduos
coletados aleatoriamente pertençam à mesma espécie. Este índice atribui peso maior às
espécies comuns, pois pequenas proporções elevadas ao quadrado resultam em valores
muito pequenos.
Onde: D = índice de Simpson;
pi = proporção da espécie i na comunidade.
4.3.6. Similaridade Ictiofaunística
A análise de similaridade da fauna de peixes foi realizada pelo programa BIO DAP,
1988 com o enfoque espaço-temporal utilizando-se do Coeficiente de Jaccard (1902 IN
KREBS, 1989).
Coeficiente de Similaridade de Jaccard (Q):
Onde Q = Coeficiente de Similaridade de Jaccard;
c = número de espécies comum entre a e b;
a = número de espécies coletadas no ponto a; b = número de espécies coletadas no
ponto b.
D = (pi)
2
Q = c / (a + b – c). 100
17
4.3.7. Índice de Dominância (ou Ponderal)
Esta análise pondera os dados numéricos e de biomassa num índice, calculado de
acordo com NATARAGAM & JHINGIAN (1961, in BEAUMORD & PETRERE Jr., 1994),
seguindo a seguinte fórmula: (ni . bi) . 100 / (ni . bi), onde ni = abundância numérica da
espécie i; bi = biomassa da espécie i.
4.3.8. Curva de Importância das Espécies
Para determinar a importância relativa das espécies (ou curva do componente
dominância de diversidade), segundo Whittaker (1965, 1972 in ODUM, 1988 e KREBS,
1989) foi estabelecida uma ordenação decrescente obtida a partir dos dados agrupados e
transformados da abundância de cada espécie (transformada em CPUEn). Estes dados
foram plotados graficamente como variáveis X (ordem ou rank da importância relativa das
espécies) e Y (log da abundância absoluta das espécies), como a série logarítmica (KREBS,
op. cit.) originando um modelo matemático que pode representar a complexidade da
assembléia de peixes (TOKESKI, 1993).
4.3.9. Captura por Unidade de Esforço (CPUE):
A abundância das espécies foi transformada em CPUEn (captura por unidade de
esforço em número) e CPUEb (captura por unidade de esforço em biomassa, em gramas), a
fim de padronizar os esforços de captura para 1000m
2
de redes entre todos os trechos e
meses de coleta. A CPUE foi calculada de acordo com seguinte fórmula, adaptada de
CARVALHO & SILVA (1999): CPUEn = número*1000/área de redes; CPUEb =
biomassa.1000/ área de redes, sendo calculada para os dados em número ou biomassa (g)
por 1000 m
2
de redes em 16 horas de exposição.
18
4. RESULTADOS
Ictiofauna do reservatório de Salto Grande
Foram coletadas 67 espécies (Tab.III) de peixes pertencentes a seis ordens e 20
famílias, sendo que 55 espécies foram amostradas com redes de espera, 23 espécies com
rede de arrasto e/ou peneirão, no qual doze espécies (Apareiodon piracicabae,
Brachyhypopomus pinnicaudatus, Bryconamericus cf. iheringii, Cheirodon stenodon ,
Hyphessobrycon eques, Piabina argentea, Planaltina britskii, Poecilia reticulata, Pyrrhulina
australis, Serrapinnus notomelas , Serrasalmus sp., Synbranchus marmoratus ) foram
exclusivas destes aparatos (Tab. IV). Ainda foi registrada a presença de oito espécies
alóctones (introduzidas), Astronotus crassipinnis (apaiari), Brachypopomus pinnicaudatus
(tuvira), Cichla kelberi (tucunaré), Cichla piquiti (tucunaré), Leporinus macrocephalus
(piausu) Oreochormis niloticus (tilápia-do-nilo) e Plagioscion squamosissimus (corvina) e
Poecilia reticulata (Fig. II).
Entre os trechos estudados, Pedra Branca (PBCA) foi o que apresentou maior
diversidade com 34 espécies, seguido pelo trecho Foz do Pardo (FPA) com 33 espécies. Os
trechos Barragem (BAR) e Diacui ambos apresentaram 32 espécies enquanto que os
menores valores foram observados nos trechos Rio Novo (RNO) com 17 espécies, Jusante
(JUS) com 15 espécies, Pardo Montante (PMONT) com 9 espécies e o Turvo (TUR)
apresentando a menor diversidade 5 espécies. Ainda das 67 espécies coletadas, não
contando com as coletas complementares (Trechos TUR e PMONT) apenas cinco foram
comuns a todos os trechos. São elas: Acestrorhynchus lacustris (peixe cachorro), Astyanax
altiparanae (lambari tambiú), Pimelodus maculatus (mandi), Schizodon nasutus (ximborê,
taguara) e Steindachnerina insculpta (sagüiru) (Tab. III).
Nas coletas complementares, isto é, usando outros aparatos (rede de arrasto e
peneirão), a espécie mais abundante foi Apareiodon piracicabae (canivete), com 29,2% do
número total e 2,8% da biomassa total; seguido por Hyphessobrycon eques (mato grosso)
19
com 16,9% do número total e 4,8% da biomassa total e; Astyanax altiparanae (lambari) com
14,9% do número total e 56% da biomassa total (Tab. IV).
0
20
40
60
80
100
120
Abundância (%) Biomassa (%)
Introduzidas Nativas
Fig. 11. Abundância relativa (%) em número e biomassa das espécies introduzidas e nativas
capturadas com arrasto e peneirão nos trechos de amostragem do reservatório de Salto
Grande.
-
20
40
60
80
100
120
Abundância (%) Biomassa (%)
Introduzidas Nativas
Fig. 12. Abundância relativa (%) em número e biomassa das espécies introduzidas e nativas
capturadas com rede de espera nos trechos de amostragem do reservatório de Salto
Grande.
20
Tabela III. Posição taxonômica das espécies de peixes (segundo REIS et al., 2003) capturadas nos
trechos de estudo do reservatório de Salto Grande (médio rio Paranapanema, SP-PR). *: espécies
introduzidas,
1
: espécies coletadas com rede de arrasto ou peneirão.
Táxons
Ordem Characiformes
Família Acestrorhynchidae
Acestrorhynchus lacustris (Lütken, 1875)
Família Erythrinidae
Hoplias malabaricus (Bloch, 1794)
Família Lebiasinidae
Pyrrhulina australis Eigenmann & Kennedy, 1903
1
Família Characidae
Astyanax altiparanae Garutti & Britski, 2000
Astyanax fasciatus (Cuvier, 1819)
Bryconamericus cf. iheringii (Boulenger, 1887)
1
Cheirodon stenodon (Eigenmann, 1915)
1
Galeocharax knerii (Steindachner, 1875)
Hyphessobrycon eques (Steindachner, 1882)
1
Metynnis lippincottianus (Kner, 1858)
Myleus tiete (Eiggenmann & Norris, 1900)
Piabina argentea Reinhardt, 1867
1
Planaltina britskii Menezes, Weitzman & Burns, 2003
1
Serrapinnus notomelas (Eigenmann, 1915)
1
Serrasalmus maculatus Kner, 1858
Serrasalmus sp.
1
Família Anostomidae
Leporinus amblyrhynchus Garavello & Britski, 1987
Leporinus cf. obtusidens (Valenciennes, 1836)
Leporinus macrocephalus Garavello & Britski, 1988*
Leporinus paranensis Garavello & Britski, 1987
Leporinus friderici (Bloch, 1794)
Leporinus striatus Kner, 1858
Leporinus octofasciatus Steindachner, 1915
Schizodon intermedius Garavello & Britski, 1990
Schizodon nasutus Kner, 1858
Família Parodontidae
Apareiodon affinis (Steindachner, 1879)
Apareiodon piracicabae (Eigenmann, 1907)
1
Família Curimatidae
Cyphocharax modestus (Fernández-Yépez, 1948)
Steindachnerina insculpta (Fernández-Yépez, 1948)
Ordem Siluriformes
Família Callichthiydae
Callichthys sp.
Hoplosternum littorale (Hancock, 1828)
21
Família Loricaridae
Loricaria prolixa Isbrücker & Nijssen, 1978
Hypostomus ancistroides (Ihering, 1911)
Hypostomus regani (Ihering, 1905)
Hypostomus aff. paulinus (Ihering, 1905)
Hypostomus cf. nigromaculatus (Schubart, 1964)
Hypostomus cf. topavae (Godoy, 1969)
Hypostomus hermanni (Ihering, 1905)
Hypostomus iheringii (Regan, 1908)
Hypostomus margaritifer (Regan, 1908)
Hypostomus strigaticeps (Regan, 1908)
Hypostomus sp 2
Hypostomus sp 3
Família Pimelodidae
Iheringichthys labrosus (Lütken, 1874)
Pimelodus maculatus Lacépède, 1803
Steindachneridion sp.
Família Heptapteridae
Pimelodella avanhandavae Eigenmann, 1917
Rhamdia quelen (Quoy & Gaimard, 1824)
Família Doradidae
Rhinodoras dorbignyi (Kner, 1855)
Família Ageneiosidae
Ageneiosus valenciennesi (Bleeker, 1864)
Ordem Cyprinodontiformes
Família Poeciliidae
Poecilia reticulata Peters, 1859*
1
Ordem Gymnotiformes
Família Gymnotidae
Gymnotus carapo Linnaeus, 1758
Família Sternopygidae
Eigenmannia trilineata López & Castello, 1966
Sternopygus macrurus (Bloch & Schneider, 1801)
Família Hypopomidae
Brachyhypopomus pinnicaudatus (Hopkins, 1991) *
1
Ordem Perciformes
Família Cichlidae
Astronotus crassipinnis (Heckel, 1840)*
Cichla kelberi Kullander & Ferreira, 2006*
Cichla piquiti Kullander & Ferreira, 2006*
Crenicichla britskii Kullander, 1982
Crenicichla haroldoi Luengo & Britski, 1974
Crenicichla jaguarensis Hasemam, 1911
Crenicichla niederleinii (Holmberg, 1891)
Cichlasoma paranaense Kullander, 1983
Geophagus brasiliensis (Quoy & Gaimard, 1824)
Oreochromis niloticus (Linnaeus, 1758)*
Família Sciaenidae
22
Plagioscion squamosissimus (Heckel, 1840) *
Ordem Synbranchiformes
Família Synbranchidae
Synbranchus marmoratus Bloch, 1795
1
Total de espécies 67
Tabela IV. Abundância numérica (total e relativa), das espécies coletadas com outros
aparatos de captura (arrasto e peneirão) no reservatório de Salto Grande, durante período
em estudo.
Espécies N (%)
Apareiodon piracicabae
149 29,2
Hyphessobrycon eques
86 16,9
Astyanax altiparanae
76 14,9
Serrapinnus notomelas
76 14,9
Astyanax fasciatus
32 6,3
Cheirodon stenodon
26 5,1
Bryconamericus cf. iheringi 10 2,0
Oreochromis niloticus
8 1,6
Planaltina britskii
7 1,4
Brachypopomus pinnicaudatus
5 1,0
Geophagus brasiliensis
5 1,0
Gymnotus carapo
5 1,0
Cichlasoma paranense
4 0,8
Hoplias malabaricus
4 0,8
Poecilia reticulata 4 0,8
Serrassalmus maculatus
3 0,6
Symbranchus marmoratus
3 0,6
Acestrorhynchus lacustris
2 0,4
Metynnis lippincottianus
1 0,2
Piabina argêntea
1 0,2
Pyrrhulina australis
1 0,2
Schizodon nasutus
1 0,2
Serrassalmus sp. 1 0,2
Total 510 100,0
Total de espécies 23
23
Quanto às ordens, a mais representativa foi Characiformes, com 29 espécies (43,3%),
seguida pela ordem Siluriformes, com 21 espécies (31,3%) e Perciformes com 11 espécies
(16,4%), enquanto Gymnotiformes foi representada por quatro espécies e
Cyprinodontiformes e Synbranchiformes representadas por apenas uma espécie cada (Fig.
II).
Em relação às famílias, as mais representativas foram Characidae apresentando 13
espécies perfazendo (19,4%) seguido por Loricariidae com 11 espécies (17,9%) do total,
enquanto Cichlidae apresentou 10 espécies (14,9%), Anostomidae nove espécies (13,4%)
Pimelodidae 3 espécies (4,5%), seguidas por, Curimatidae, Callichthiydae, Heptapteridae,
Sternopygidae cada uma apresentando duas espécies. Dez famílias foram representadas
por apenas uma espécie, e correspondem a (14,9%) do total de espécies (Fig. III).
0
5
10
15
20
25
30
35
Characiformes
Siluriformes
Perciformes
Gymnotiformes
Ciprinodontiformes
Synbranchiformes
Nº de espécies
Fig. 13. Número de espécies (%) por ordens coletadas nos trechos de estudo do
reservatório de Salto Grande (médio rio Paranapanema, SP-PR).
24
0
2
4
6
8
10
12
14
Characidae
Loricaridae
Cichlidae
Anostomidae
Pimelodidae
Parodontidae
Curimatidae
Callichthiydae
Heptapteridae
Sternopygidae
Demais famílas
Nº de espécies
Fig. 14. Número de espécies (%) por famílias coletadas nos trechos de estudo do
reservatório de Salto Grande (médio rio Paranapanema, SP-PR).
Os meses de maiores capturas (CPUEn) foram novembro de 2005 e outubro de 2006
somando 648,9 e 799,9 animais respectivamente. Para biomassa (CPUEb) os mesmos
meses se detacaram apresentando 43 kg e 40 kg respectivamente (Fig. 15 e 16).
0
50
100
150
200
250
300
350
400
nov/05 fev/06 abr/06 mai/06 ago/06 out/06
CPUEn
PBA BAR FPA
Fig. 15. Captura por unidade de esforço (CPUEn) mensal nos trechos Barragem (BAR), Foz
do Pardo (FPA) e Pedra Branca (PBC) no reservatório de Salto Grande.
25
0
5000
10000
15000
20000
25000
nov/05 fev/06 abr/06 mai/06 ago/06 out/06
CPUEb
PBA BAR FPA
Fig. 16. Captura por unidade de esforço (CPUEb) mensal nos trechos Barragem (BAR), Foz
do Pardo (FPA) e Pedra Branca (PBC) no reservatório de Salto Grande.
Comparando os meses de maior captura por unidade de esforço em número e
biomassa com os meses de maior precipitação mensal acumulada observou que os maiores
valores de precipitação destacam-se os meses de fevereiro e outubro de 2006 enquanto
para CPUEn e biomassa os meses mais representativos foram novembro de 2005 e outubro
de 2006.
0
50
100
150
200
250
nov/05 fev/06 abr/06 mai/06 ago/06 out/06
(mm)
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
(CPUEn)
Fig. 17. Precipitação mensal acumulada (mm) e captura por unidade de esforço (CPUEn)
mensal considerando os trechos Barragem (BAR), Foz do Pardo (FPA) e Pedra Branca
(PBC) no reservatório de Salto Grande.
26
0
50
100
150
200
250
nov/05 fev/06 abr/06 mai/06 ago/06 out/06
(mm)
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
(kg)
Fig. 18. Precipitação mensal acumulada (mm) e captura por unidade de esforço (CPUEb)
mensal considerando os trechos Barragem (BAR), Foz do Pardo (FPA) e Pedra Branca
(PBC) no reservatório de Salto Grande.
Na tabelas V e VI constam as abundâncias em número e biomassa (CPUEn e CPUEb)
das espécies total e por trecho estudado, na qual as espécies A. altiparanae e S. insculpta
foram as mais abundantes numericamente (23,6% e 18,1% respectivamente), seguidas por
A. lacustris e I. labrosus (17,3% e 5,9% respectivamente), enquanto que em relação à
biomassa, A. lacustris (14,4%) foi a mais importante, seguida pelas espécies Schizodon
nasutus (9,7%), S. insculpta (8,7%), e A. altiparanae (8,2%) (Tab. V).
27
Tabela V. Abundância relativa (em CPUEn – em número e CPUEb - em biomassa) das
espécies coletadas nos trechos de estudo do reservatório de Salto Grande durante todo o
período.
Espécie CPUEn CPUEn CPUEb CPUEb
(%) (g) (%)
Astyanax altiparanae
909,2 23,6 23557,7 8,2
Steindachnerina insculpta
696,9 18,1 25071,8 8,7
Acestrorhynchus lacustris
666,6 17,3 41419,7 14,4
Iheringiahthys labrosus
226,9 5,9 15804,6 5,5
Serrasalmus maculatus
192,5 5,0 23383,8 8,1
Schizodon nasutus
158,4 4,1 27967,7 9,7
Pimelodus maculatus
100,1 2,6 23260,5 8,1
Galecharax knerii
81,5 2,1 8080,9 2,8
Apareiodon affinis
78,8 2,0 3725,4 1,3
Hoplosternum littorale
66,3 1,7 10913,2 3,8
Eingenmannia trilineata
62,5 1,6 4889,8 1,7
Cyphocharax modestus
62,3 1,6 2786,8 1,0
Plagioscion squamosissimus
59,8 1,6 11642,0 4,1
Hoplias malabaricus
56,5 1,5 18529,6 6,4
Ageneiosus valencienesi
52,6 1,4 3074,9 1,1
Metinnys maculatus
49,2 1,3 1856,3 0,6
Loricaria prolixa
40,7 1,1 6398,8 2,2
Hypostomus strigaticeps
25,5 0,7 1961,8 0,7
Sternopygus macrurus
24,8 0,6 2024,9 0,7
Hypostomus ancistroides
23,8 0,6 1139,2 0,4
Crenicichla britski
22,2 0,6 1005,8 0,4
Gymnotus carapo
18,6 0,5 2725,9 0,9
Geophagus brasiliensis
18,6 0,5 1684,8 0,6
Rhamdia quelen
16,9 0,4 2448,6 0,9
Cichla kelberi
14,3 0,4 1644,8 0,6
Leporinus friderici
14,1 0,4 5232,2 1,8
Hypostomus iheringi
12,3 0,3 429,8 0,1
Astyanax fasciatus
9,2 0,2 252,7 0,1
Pimelodella avanhandavae
7,4 0,2 147,8 0,1
Astronotus crassipinnis
6,1 0,2 233,2 0,1
Leporinus cf. obtusidens
6,1 0,2 737,9 0,3
Crenicichla haroldoi
5,7 0,1 326,9 0,1
Hypostomus aff. paulinus
4,9 0,1 85,3 0,0
Leporinus octofasciatus
4,4 0,1 199,5 0,1
Cichla piquiti
4,1 0,1 670,7 0,2
Hypostomus regani
4,1 0,1 1046,8 0,4
Hypostomus sp. 3
4,1 0,1 196,9 0,1
Rhinodoras dorbgnyi
3,3 0,1 362,6 0,1
Hypostomus cf. nigromaculatus
3,3 0,1 62,0 0,0
28
Myleus tiete
3,3 0,1 66,8 0,0
Callichthys sp.
3,2 0,1 49,1 0,0
Cichlasoma paranense
2,0 0,1 88,7 0,0
Crenicichla niederleinii
2,0 0,1 174,2 0,1
Hypostomus cf. topavae
2,0 0,1 53,1 0,0
Hypostomus margaritifer
2,0 0,1 502,1 0,2
Hypostomus sp. 2
2,0 0,1 53,0 0,0
Leporinus amblyrhynchus
2,0 0,1 215,6 0,1
Leporinus macrocephalus
2,0 0,1 505,1 0,2
Leporinus paranensis
2,0 0,1 185,8 0,1
Oreochromis niloticus
2,0 0,1 822,3 0,3
Schizodon intermedius
2,0 0,1 966,7 0,3
Steindachneridion sp.
2,0 0,1 6344,7 2,2
Crenicichla jaguarensis
1,6 0,0 124,3 0,0
Hypostomus hermanni
1,6 0,0 198,5 0,1
Leporinus striatus
1,6 0,0 27,2 0,0
Total 3848,7 100,0 287360,7 100,0
Para Pedra Branca, as espécies mais abundantes, em termos numéricos, foram A.
altiparanae, I.labrosus e A. lacustris em biomassa, I. labrosus, A. lacustris e S. nasutus No
trecho Barragem as espécies mais abundantes, em termos numéricos, foram A. altiparanae,
A. lacustris, S. insculpta. Para Foz do Pardo, as espécies mais importantes, em número,
foram S. insculpta, A. altiparanae, A. lacustris. No trecho Diacuí, A. altiparanae, S. insculpta,
A. lacustris, foram às espécies mais numerosas. Para o trecho do rio Novo, A. altiparanae,
E. trilineata, e L. prolixa foram as mais numerosas. Finalmente o trecho Jusante, P.
maculatus, A. lacustris, G. knerii, representaram a maior abundância numérica. Nas coletas
complementares o trecho do rio turvo Hypostomus aff. Paulinus, Hypostomus cf.
nigromaculatus e Hypostomus hermanni capturadas apenas neste trecho apresentaram a
maior abundância numérica. Para o trecho Pardo Montante Acestrorhynchus lacustris,
Gymnotus carapo e Hypostomus ancistroides se destacaram numericamente (Tab VI).
29
Tabela VI. Abundância relativa (em CPUEn – em número) das espécies coletadas por trecho
de coleta no reservatório de Salto Grande durante todo o período.
Espécies PBC BAR FPA DIA RNO JUS TUR PMON
A. lacustris
181,1 209,0 154,2 85,6 6,1 24,3 - 6,1
A. valenciennesi
17,6 6,6 6,6 - 4,1 15,6 - 2,0
A. affinis
12,3 16,8 33,3 16,4 -
A. crassipinnis
- 6,1 - - - - - -
A. altiparanae
234,0 255,4 189,5 192,9 28,7 6,7 - 2,0
A. fasciatus
2,0 1,0 4,1 - 2,0 - - -
Callichthys sp.
- - 3,2 - - - - -
C. kelberi 4,1 10,2 - - - - - -
C. piquiti
- 2,0 - - 2,0 - - -
C. paranaense
- - - 2,0 - - - -
C. britskii
- 18,9 - 3,3 - - - -
C. haroldoi
3,7 2,0 - - - - - -
C. jaguarensis
- - 1,6 - - - - -
C. niederleinii
2,0 - - - - - - -
C. modestus
12,3 - 11,9 38,2 - - - -
E. trilineata 8,2 9,2 22,6 - 20,5 2,0 - -
G. knerii
44,2 9,4 4,9 3,3 - 19,7 - -
G. brasiliensis
- 16,5 - 2,0 - - - -
G. carapo
2,0 7,2 5,3 - - - - 4,1
H. malabaricus
3,3 6,1 4,1 36,8 6,1 - - -
H. littorale
8,2 6,1 11,1 40,9 - - - -
H. aff. Paulinus
- - - - - - 4,9 -
H. ancistroides
12,3 2,0 2,0 3,3 - - - 4,1
H. cf. nigromaculatus - - - - - - 3,3 -
H. cf. topavae
2,0 - - - - - - -
H. hermanni
- - - - - - 1,6 -
H. iheringii
4,1 - - 8,2 - - - -
H. margaritifer
2,0 - - - - - - -
H. regani
- - - - 4,1 - - -
Hypostomus sp 2
- - - 2,0 - - - -
Hypostomus sp 3
4,1 - - - - - - -
H. strigaticeps 6,1 12,4 3,2 1,6 - - - 2,0
I. labrosus
202,6 2,0 1,6 16,5 4,1 - - -
L. amblyrhynchus
2,0 - - - - - - -
L. cf. obtusidens
2,0 - - - 4,1 - - -
L. friderici
4,1 - - - - 10,0 - -
L. macrocephalus
- 2,0 - - - - - -
L. octofasciatus
- 4,4 - - - - - -
L. paranensis
- - - - 2,0 - - -
L. striatus - - - - - - 1,6 -
L. prolixa
- - 14,3 1,6 12,3 6,7 1,6 4,1
M. lippincottianus
4,1 14,8 16,4 13,9 - - - -
M. tiete
1,6 - - 1,6 - - - -
O. niloticus
- - - 2,0 - - - -
30
P. avanhandavae
4,1 - - - - 3,3 - -
P. maculatus 9,8 20,4 11,9 4,1 8,2 43,6 - 2,0
P. squamosissimus
16,4 17,6 22,6 - - 3,3 - -
R. quelen
3,7 9,5 1,6 - 2,0 - - -
R. dorbignyi
- - - - - 3,3 - -
S. intermedius
- - - - - 2,0 - -
S. nasutus
42,6 69,8 27,5 9,0 2,0 7,4 - -
S. maculatus
34,8 103,4 9,8 39,0 5,4 - -
S. insculpta
164,2 124,6 278,2 112,2 12,3 5,4 - -
Steindachneridion sp.
- 2,0 - - -
S. macrurus
- 9,2 3,7 5,7 4,1 - - 2,0
Total 1058,0 977,1 845,4 642,6 124,8 159,0 13,2 28,7
A constância de captura das espécies coletadas foi feita apenas para os trechos PBC
onde teve a ocorrência de doze espécies constantes, oito acessórias e treze acidentais.
BAR onde observou-se a ocorrência de dezesseis espécies constantes, cinco acessórias e
nove acidentais. Finalmente para o trecho FPA onde constatou-se a presença de onze
espécies constantes, três acessórias e nove acidentais (Tab VII).
31
Tabela VII. Constância de captura das espécies coletadas com rede de espera nos três
trechos Pedra Branca (PBC), Barragem (BAR) e Foz do Pardo (FPA), onde as amostragens
foram completas no reservatório de Salto Grande.
Espécies PBC BAR FPA
Acestrorhynchus lacustris
Ageneiosus valenciennesi
Apareiodon affinis
Astronotus crassipinnis
Astyanax altiparanae
Astyanax fasciatus
Callichthys sp.
Cichla kelberi
Cichla piquiti
Cichlasoma paranaense
Crenicichla britskii
Crenicichla haroldoi
Crenicichla jaguarensis
Crenicichla niederleinii
Cyphocharax modestus
Eigenmannia trilineata
Galeocharax knerii
Geophagus brasiliensis
Gymnotus carapo
Hoplias malabaricus
Hoplosternum littorale
Hypostomus aff. paulinus
Hypostomus ancistroides
Hypostomus cf. nigromaculatus
Hypostomus cf. topavae
Hypostomus hermanni
Hypostomus iheringii
Hypostomus margaritifer
Hypostomus regani
Hypostomus sp 2
Hypostomus sp 3
Hypostomus strigaticeps
Iheringichthys labrosus
Leporinus amblyrhynchus
Leporinus cf. obtusidens
Leporinus friderici
Leporinus macrocephalus
Leporinus octofasciatus
Leporinus paranensis
Leporinus striatus
Loricaria prolixa
32
Metynnis lippincottianus
Myleus tiete
Oreochromis niloticus
Pimelodella avanhandavae
Pimelodus maculatus
Plagioscion squamosissimus
Rhamdia quelen
Rhinodoras dorbignyi
Schizodon intermedius
Schizodon nasutus
Serrasalmus maculatus
Steindachnerina insculpta
Sternopygus macrurus
Steindachneridion sp.
Espécie constante
Espécie acessória
Espécie acidental
Com relação à análise estatística (correlação de Pearson) entre as variáveis
limnológicas e CPUEn (biótico), correlacionou-se valores significativos positivo entre a
CPUEn, pH e transparência e negativo entre CPUEn e a condutividade elétrica. Já, entre os
fatores abióticos, o oxigênio dissolvido apresentou correlação negativa com a temperatura
e a condutividade elétrica correlação negativa com a transparência.
Tabela VIII. Análise estatística de Correlação de Pearson dos dados transformados em log
de fatores físico-químicos da água* e bióticos da (CPUEn número) em três trechos de
coletas **.
CPUEn pH Temperatura
Condutividade
Oxigênio
Transparência
(ºC) Elétrica Dissolvido
(cm)
pH 0,627
1,000
Temperatura (ºC) 0,448
-0,016
1,000
Condutividade elétrica
-0,743
-0,216
0,021
1,000
Oxigênio dissolvido -0,320
-0,495
-0,702
-0,394
1,000
Transparência (cm) 0,624
0,683
-0,418
-0,747
0,254
Em negrito: correlações significativas (> 0,60). Obs: * = meses de nov/05, fev/06, mai/06 e
ago/06; ** = trechos em que foram realizadas seis coletas no período.
33
A figura (19) mostra que o nível fluviométrico da represa apresentou pequenas
oscilações mensais com maior destaque no mês de outubro. Essa pequena oscilação esta
ligada ao fato do reservatório ser do tipo fio ‘água e o controle operacional da usina mesmo
nos períodos de maiores precipitações.
0
50
100
150
200
250
nov/05 fev/06 abr/06 mai/06 ago/06 out/06
(mm)
355
360
365
370
375
380
385
390
(m)
Fig. 19. Variação do nível altimétrico (m) da barragem e da pluviosidade mensal acumulada
(mm).
Na figura 20 (índice de Dominância ou Ponderal), para o reservatório como um todo,
observou-se que as espécies A. lacustris, (32%) A. altiparanae (24,9%) e S. insculpta
(20,3%) foram as mais importantes, sendo para os trechos separadamente notamos
algumas diferenças. Assim, para o trecho Pedra Branca (Fig. 21) I. labrosus, A. lacustris e A.
altiparanae se destacaram apresentando (35,2%, 21,1 e 31,6% respectivamente). Para o
trecho Barragem (Fig. 22) as espécies A. lacustris e A. altiparanae e P. maculatus (45,7%,
26,7 e 10,1% respectivamente) foram as mais representativas. Já, para o trecho Foz do
Pardo (Fig. 23) Steindachnerina insculpta (51,3%) foi a dominante, seguida por A. lacustris,
com (25,3%) e A. altipanae (14,9%). No trecho Diacuí (Fig. 24) A. altiparanae (26,3%)
seguida por H. malabaricus (18,7%) e A. lacustris foram as mais importantes, ao passo que
no Rio Novo (Fig. 25) E. trilineata (29,7%) e L. prolixa (20,4%) e A. altiparanae (18,6%)
foram às espécies mais importantes. Finalmente, para o trecho Jusante (Fig. 26) P.
maculatus apresentou sozinha (75,2%) seguida por L. friderici (7,8%).
34
0
5
10
15
20
25
30
35
A
.
l
a
c
u
s
t
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A
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i
s
e
s
p
é
c
i
e
s
Índice de Dominância (%)
Fig. 20. Índice de Dominância das principais espécies coletadas no reservatório de Salto
Grande total.
0
5
10
15
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Índice de Dominância (%)
Fig. 21. Índice de Dominância das principais espécies coletadas no trecho Pedra Branca no
reservatório de Salto Grande.
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Índice de Dominância (%)
Fig. 22. Índice de Dominância das principais espécies coletadas no trecho Barragem no
reservatório de Salto Grande.
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Índice de Dominância (%)
Fig. 23. Índice de Dominância das principais espécies coletadas no trecho Foz do Pardo no
reservatório de Salto Grande.
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Índice de Dominância (%)
Fig. 24. Índice de Dominância das principais espécies coletadas no trecho Diacuí no
reservatório de Salto Grande.
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Índice de Dominância (%)
Fig. 25. Índice de Dominância das principais espécies coletadas no trecho Rio Novo no
reservatório de Salto Grande.
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Índice de Dominância (%)
Fig. 26. Índice de Dominância das principais espécies coletadas no trecho Rio Novo no
reservatório de Salto Grande.
A analise da curva de importância das espécies (plots de Whittaker) mostra que para
os dados agrupados (Pedra Branca, Barragem e Foz do Pardo) quanto ao número, o
modelo matemático que mais se ajustou foi o exponencial (y = ae
bx
), (R = 0,9772), enquanto
que em relação à biomassa os dados ajustaram-se linearmente com boa correlação (R =
0,8227) (fig. 27 e 29).
38
y = 2,7835e
-0,044x
R
2
= 0,9772
0
0,5
1
1,5
2
2,5
3
0 10 20 30 40 50
abundância numérica log (n+1)
Fig. 27. Curva da importância das espécies, com o ajuste exponencial entre os dados
transformados (log n + 1) da abundância em número das espécies nos trechos (Pedra
Branca, Barragem e Foz do Pardo) apresentando a respectiva equação matemática e o
coeficiente linear de Pearson (r).
y = -0,0589x + 4,3067
R
2
= 0,8227
0
0,5
1
1,5
2
2,5
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3,5
4
4,5
5
0 10 20 30 40 50
abundância biomassa log (n+1)
Fig. 28. Curva da importância das espécies, com o ajuste linear entre os dados
transformados (log n + 1) da abundância em biomassa das espécies nos trechos (Pedra
Branca, Barragem e Foz do Pardo) apresentando a respectiva equação matemática e o
coeficiente linear de Pearson (r).
39
Dentre os locais de amostragens o trecho Barragem apresentou o maior índice de
diversidade de Shannon-Wiener (2,33) seguido pelos trechos Pedra Branca (2,31), Rio Novo
(2,27), Jusante (2,15) enquanto que Diacuí (2,11) e Foz do Pardo (2,08) apresentaram os
mesmos valores (Tab. VIII).
Quanto a eqüitabilidade observou-se o maior valor para os trechos Jusante e Rio Novo
ambos (0,8) seguidos por Barragem (0,69), Pedra Branca e Diacuí ambos (0,66) e Foz do
Pardo (0,64) (Tab.IX).
Em relação ao índice de Simpson, os trechos Foz do Pardo (0,198), Diacuí (0,178),
Barragem 0,165, Jusante (0,157) e Pedra Branca e Rio Novo apresentaram os menores
valores (0,155 e 0,132 respectivemente) (Tab. VIII).
Os maiores valores de riqueza de espécies foram observados nos trechos Pedra
Branca (10,6); Barragem (9,7); Foz do Pardo e Diacuí apresentaram os mesmos valores
(8,2); enquanto que o menores valores foram foram apresentados pelos trechos Rio Novo e
Jusante (7,6 e 6,4 respectivamente) (Tab. VIII).
O índice de similaridade de Jaccard demonstrou valor significativo de similaridade
apenas entre os trechos Barragem e Foz do Pardo (0,618), enquanto que os outros trechos
não foram significativos (Tab. VII).
Para todos os atributos ecológicos citados acima observou-se diferenças significativas
(teste t) (p<0,05) (Tab. XI).
Tabela IX. Índices de Diversidade de Shannon-Wiener (H´), Equitabilidade de Pielou (E),
Dominância de Simpson e Riqueza de espécies dos seis trechos de coleta do reservatório de
Salto Grande, médio Paranapanema, SP-PR.
PBA BAR FPA DIA RNO JUS
H' 2,31 2,33 2,08 2,11 2,27 2,15
E 0,66 0,69 0,64 0,66 0,80 0,80
Simpson's
0,155 0,165 0,198 0,178 0,132 0,157
Riqueza 10,6 9,7 8,2 8,2 7,6 6,4
N 34 32 34 32 17 15
n 534 505 440 342 61 60
* N = número de espécies; ** n = número de indivíduos.
40
Tabela X. Índices de similaridade de Jaccard entre os seis trechos de coleta no reservatório
de Salto Grande, médio Paranapanema, SP-PR. Em negrito: valores significativos (> 0,60).
PBA BAR FPA DIA RNO JUS
BAR 0,537
FPA 0,568
0,618
DIA 0,425
0,459
0,531
RNO 0,316
0,382
0,448
0,281
JUS 0,333
0,286
0,379
0,258
0,333
Tabela XI. Diferenças significativas (teste t) (p < 0,05) constatadas entre os Índices de
Diversidade de Shannon-Wiener (H´), Equitabilidade de Pielou (E), Dominância de Simpson e
Riqueza de espécies e Jaccard dos seis trechos de coleta do reservatório de Salto Grande,
médio Paranapanema, SP-PR.
PBA BAR FPA DIA RNO JUS
BAR 0,46843
FPA 4,2352
4,5757
DIA 1,0054
1,4164
3,0105
RNO 1,1838
0,86676
3,9855
1,8169
JUS 0,4104
0,74071
2,7268
0,34694
1,3101
41
Tree Diagram for 6 Cases
Single Linkage
1-Pearson r
0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6
Linkage Distance
JUS
RNO
FPA
DIA
BAR
PBC
Fig. 29. Dendrograma de similaridade dos valores do log CPUE entre os trechos de
amostragens do reservatório de Salto Grande (Siglas constam no material e métodos).
Com relação a sazonalidade e Distribuição Espacial das espécies mais abundantes
cinco espécies se destacaram, são elas:
1) Astyanax altiparanae apresentou o valor máximo de constância de captura
considerando apenas os trechos com amostragens completas (6 coletas). Para o trecho
Pedra Branca sua freqüência percentual referente ao total das amostras foi de (22,1%);
Barragem (26,1%); Foz do Pardo (22,4%); Diacuí (30%) enquanto que Rio Novo e Jusante
apresentaram os menores valores (23% e 4,2% respectivamente). Teve o maior numero de
individuo capturado no mês de fevereiro de 2006 (CPUEn = 300,1).
42
2) Steindachnerina insculpta também apresentou o valor máximo de constância de
captura considerando apenas os trechos com amostragens completas (6 coletas). Para o
trecho Pedra Branca sua freqüência percentual referente ao total das amostras foi de
(15,5%), Barragem (12,8%), Foz do Pardo (32,9%), Diacuí (17,5%) enquanto que Rio Novo
e Jusante apresentaram os menores valores (9,8% e 3,4% respectivamente). Teve o maior
numero de individuo capturado no mês de outubro de 2006 (CPUEn = 222,4).
3) Acestrorhynchus lacustris assim como as duas primeiras apresentou o valor máximo
de constância de captura considerando apenas os trechos com amostragens completas (6
coletas). Para o trecho Pedra Branca sua freqüência percentual referente ao total das
amostras foi de (17,1%), Barragem (21,4%), Foz do Pardo (18,2%), Jusante (16,3%)
enquanto que Rio Novo apresentou o menor valor (4,9%). Teve o maior numero de individuo
capturado no mês de novembro de 2005 (CPUEn = 181,2).
43
5. DISCUSSÃO
A importância de estudos sobre a ictiofauna em áreas sob grande risco de alterações
ambientais, como é o caso histórico do rio Paranapanema, é alvo de discussões desde a
década de 70, na qual BOHLKE et al. (1978) adverte sobre a necessidade imediata da
realização de estudos nesta vertente, no sentido de mitigar essas ações antrópicas
negativas.
Assim, temos que para o reservatório de Salto Grande (médio Paranapanema)
encontra-se, disponível na literatura pertinente, apenas um estudo relacionado com
levantamento ictiofaunístico (DIAS & GARAVELLO, 1998) na fase já sob os impactos do
barramento. Portanto, também não há informação sobre a composição de sua fauna de
peixes no período pré-barramento (isto é, antes de 1955), como constatado para a maioria
dos reservatórios brasileiros construídos antes das décadas de 70/80 (CARVALHO et al.,
1999).
No presente estudo registrou-se a presença de 67 espécies na área de influência do
reservatório e adjacências, porém, comparando com os dados de “diversidade” de estudo
anterior (DIAS & GARAVELLO, 1998) considerando apenas os trechos e técnicas de
capturas coincidentes entre este estudo e o outro, constata-se um ligeiro aumento no
número de espécies de um período para o outro, onde se registrou a presença de 54
espécies no levantamento atual contra 51 espécies diagnosticada pelos autores
supracitados. Contudo, percebe-se que houve adição de novas espécies (22 espécies) e
não captura de outras (19 espécies), explicando a baixa similaridade do índice de Jaccard
(0,419 vide Anexo I). E ainda, tais fatos demonstram a importância de monitoramentos
constantes nestes ambientes dinâmicos e sob forte influência antrópica.
Outro aspecto a ser considerado é a seletividade amostral. CAMPOS et al, (1980)
enfatizam que equipamentos como rede de espera, e também os demais aparelhos de
pesca apresentam uma eficiência relativa, isto é, são seletivas. KITAHARA (1971) define a
seletividade de um aparelho especifico como sendo a probabilidade de um peixe, de
44
determinada espécie e tamanho, ser por ele capturado e que essa seletividade também
depende de vários fatores como materiais, técnicas utilizadas em sua construção, condições
operacionais, espécies e tamanho dos indivíduos a serem capturados além da capacidade
de determinadas espécies em evitar e escapar dos aparatos de pesca (SANTOS et al.,
1976).
Neste contexto, a menor diversidade ou mesma a ausência de algumas espécies nos
distintos períodos também pode estar relacionada com a dificuldade de alguns peixes
permanecerem em locais desprovidos de abrigo ou sob condições de predação intensa,
ocorrendo diminuição dos estoques ou mesmo extinção local das espécies menos aptas a
sobreviver em tais circunstâncias ao longo dos anos (SANTOS & FORMAGIO, 2000). Além
disso, sabe-se que as precipitações pluviométricas e o controle antrópico do nível do
reservatório afetam distintamente os ecótonos laterais, levando as comunidades de peixes a
produzirem diferentes respostas, com reflexo sazonais na proporção entre as espécies e,
conseqüentemente, a diversidade da ictiofauna (CASTRO et al, 2003).
A análise que engloba os novos trechos amostrais (Jusante, Novo, Turvo e Diacuí)
mostrou que ocorreram significativas mudanças na composição das assembléias de peixes
numa escala regional, uma vez que se registrou a ocorrência de 35 espécies novas, isto é,
não registrada por DIAS & GARAVELLO, 1998. Especificamente, foram registradas oito
espécies introduzidas neste levantamento das quais Astronotus crassipinnis,
Brachyhypopomus pinnicaudatus, Cichla kelberi, Cichla piquiti, Leporinus macrocephalus,
Oreochromis niloticus, Plagioscion squamosissimus e
Poecilia reticulata (Anexo I)
, contra
três registradas no levantamento anterior Astronotus crassipinnis, Plagioscion
squamosissimus e Tilapia rendalli.
Sendo assim, ressaltamos o papel ecológico destas espécies na reestruturação da
ictiofauna, uma vez que entre essas espécies introduzidas, quatro possui hábito alimentar
carnívoro podendo se alimentar de peixes Astronotus crassipinnis, Cichla kelberi, Cichla
piquiti e Plagioscion squamosissimus (GOMIRO & BRAGA, 2004; HAHN et al., 1998). Estas
45
espécies podem causar alterações drásticas na composição e estrutura da ictiofauna
podendo levar a diminuição ou extinção de espécies nativas.
Em termos de ordem taxonômica, verificou-se a predominância numérica das espécies
da ordem Characiformes (29 espécies), seguidas pela ordem Siluriformes (21) e Perciformes
(11), o que demonstra que as ordens predominantes para o reservatório de Salto Grande
não se alteraram entre as informações coletadas por DIAS (1995) em 1992/93 e o presente
estudo 2005/06. A predominância destas ordens em reservatórios do eixo principal do rio
Paranapanema já foi observada por outros autores (HOFFMANN et. al., 2005; BRITTO,
2003; CESP, 1996), e segue o padrão dos reservatórios e rios brasileiros e sul-americanos
conforme discute LOWE-McCONNELL (1999). Tal fato é corroborado por BRITSKI (1992),
que também verificaram esta mesma predominância para as comunidades de peixes da
bacia hidrográfica do Alto rio Paraná, bem como para outros rios sul-americanos. Com base
nestes estudos pode-se verificar que há uma tendência geral no que diz respeito à
equivalência de ordens independente do tipo de ecossistema mantendo-se esta estrutura
(LOWE-McCONNELL, 1999), para grandes e pequenos corpos d’águas interiores do
continente Sul-americano.
A dominância dos Characiformes e Siluriformes com a destacada participação das
famílias Characidae e Loricariidae pode ser decorrente da ampla distribuição destas famílias
em águas continentais, além do fato da família Characidae incluir a maioria das espécies de
peixes de águas interiores do Brasil (BRITSKI, 1972). Outro fato observado entre os
Characiformes é o predomínio de espécies de pequeno porte capazes de se ajustar a
ambientes lênticos (ORSI et al., 2002).
Segundo FINK & FINK (1981, IN ORSI, 2004) e VAZZOLER & MENEZES, (1992), os
Characiformes, a ordem mais representativa neste estudo, apresentam grandes variações
em suas estratégias de vida, sendo que neste grupo há uma grande divergência fenotípica
adaptativa que não se iguala a nenhuma outra ordem animal.
46
As espécies A. altiparanae, S. insculpta e A. lacustris foram mais freqüentes neste
levantamento, que no geral, pode-se inferir o predomínio das espécies de médio e pequeno
porte e de hábito alimentar generalista, sendo resultado das condições limnológicas dos
represamentos, como é amplamente observado nos reservatórios do Alto Paraná
(AGOSTINHO et al.,1999; CARVALHO et al., 1998). O índice de Dominância ou Ponderal
também mostrou essas mesmas espécies como as principais alterando apenas a sua ordem
para A. lacustris por ser uma espécie de médio porte e A. altiparanae e S. insculpta
respectivamente. Este padrão de poucas espécies comuns ou dominantes, associadas às
espécies raras e pouco abundantes, é uma característica das comunidades tropicais com
estações definidas (períodos secos e chuvosos) e também nos trópicos úmidos (ODUM,
1988).
Assim, os maiores valores de CPUE (em número e biomassa) nos três trechos do
reservatório propriamente dito (Barragem, Pedra Branca e Foz do Pardo) foram coincidentes
com o período das chuvas (em nov/2005 e out/2006), Este fato pode estar relacionado com
uma maior oferta de alimentos no ecossistema aquático (LOWE-McCONNELL, 1999).
Ainda, WINEMILLER & JEPSEN (1998) argumentam que no período chuvoso em rios e
lagoas, a teia alimentar é dominada por peixes de diversas táticas (por exemplo: há
espécies que tendem a permanecer no período seco com baixa densidade populacional cuja
população é recuperada com rapidez devido à alta fecundidade nas primeiras chuvas).
Também, os maiores valores de constância de captura foram nesses três trechos, para as
espécies mais abundantes (A. altiparanae, A. lacustris, S. insculpta, S. nasutus e S.
maculatus) indicando a sua ótima capacidade de ajuste nestes ambientes impactados.
Segundo DIAS, (1995) estas espécies são residentes no reservatório em pelo menos
uma fase do seu ciclo de vida, as acessórias apresentam grandes oscilações quantitativas;
e as acidentais aparecem apenas em determinadas épocas do ano para se alimentar ou
reproduzir (SANTOS, 1999; UIEDA, 1984), indicando o seu caráter migratório sazonal. Um
grande número de espécies acidentais também é constatado neste (DIAS & GARAVELLO,
47
1998) e em outros reservatórios do Paranapanema (CARVALHO et al., 1998a; BRITTO &
CARVALHO, 2006).
Entre as espécies constantes ressalta-se a presença da corvina, também registrada
como espécie constante em vários reservatórios do eixo principal do rio Paranapanema, por
exemplo, nos reservatórios de Taquaruçu (BRITTO, 2003) e Rosana CARVALHO et. al.,
2006), no baixo rio Paranapanema. Uma exceção é a sua ausência no alto Paranapanema,
em especial no reservatório de Jurumirim (NOVAES, in prep.), cujas causas são
desconhecidas, pois, certamente sabe-se que há um tendência cultural dos leigos e adeptos
à pesca esportiva em realizar peixamentos empíricos promovendo grandes desastres
ecológicos (VIDOTTO, 2005) .
SANTOS & FORMAGIO (2000) argumenta que a presença da corvina pode ter sido
um importante fator de estruturação na fauna dos reservatórios do rio Grande. Conforme já
foi enfatizado, pode-se registrar que além da corvina, outras sete espécies foram
introduzidas, acidental ou propositalmente, ao longo do tempo neste reservatório. Embora
não exista informação precisa, uma idéia bem plausível é de que a introdução de Poecilia
reticulata, Astronotus crassipinnis, e Brachyhypopomus pinnicaudatus, teria sido realizada
por aquariofilístas. Essa hipótese com relação à última espécie é reforçada por CAMPOS-
DA-PAZ (2004) IN GRAÇA & PAVANELLI, (2007).
Segundo AGOSTINHO (2007), muitas espécies de peixes introduzidas se misturam à
fauna original nativa, sendo raros os ambientes em território brasileiro nos quais elas não
estejam presentes. Algumas espécies obtiveram tamanho sucesso no seu estabelecimento
que atualmente já fazem parte do cotidiano de populações ribeirinhas e de outras pessoas
dependentes dos recursos aquáticos, como por exemplo, as tilápias e corvinas em alguns
reservatórios dos rios Tietê (DAVID et al. 2006) e Paranapanema (CARVALHO et al., 2005).
Estas espécies introduzidas podem afetar as nativas pela competição por recursos
naturais, predação, transferência de patógenos e parasitos que podem implicar numa
diminuição ou até mesmo levar a extinção dessas nativas (LATINI & PETRERE, 2004;
ARAÚJO et al., 2001; GABRIELLI & ORSI, 2000; LÉON et al., 2000; WELCOME, 1995;
48
BARLOW et al., 1987) alem do comportamento de revolver substratos do sedimento
(ELVIRA & ALMODÓVAR, 2001; AGOSTINHO & JÚLIO Jr., 1996) e construir ninhos, como
por exemplo, as tilápias presente em Salto Grande. Grande parte destas espécies é
proveniente estação de piscicultura e de recreação, tipo peque e pague (ORSI &
AGOSTINHO, 1999).
PETRERE Jr. (1989) afirma que não se pode presumir sempre que a introdução de
uma espécie irá otimizar a utilização dos recursos disponíveis no ambiente, com
conseqüente aumento da produção pesqueira, como observado em alguns reservatórios. No
entanto, a grande associação entre o aumento, num primeiro instante, da produção
pesqueira e as espécies introduzidas nesses reservatórios, provavelmente se deve ao fato
de que a maioria das espécies introduzidas apresenta táticas de vida que favorecem seu
ajuste às condições semi-lacustre, o que não é o caso das espécies reofílicas (BAYLEI & LI,
1996; FERNANDO & HOLCÍK, 1991).
Embora a preocupação com a introdução de espécies tenha sido expressa na
legislação brasileira há muito tempo (AGOSTINHO et al., 2007), ainda se faz necessário
muitos estudos e mão de obra qualificada para lidar com o manejo adequado dessas
espécies, de modo a manter o tênue equilíbrio do ecossistema aquático, já impactado pelo
barramento, sem prejudicá-lo mais, evitando que novas introduções propositais aconteçam e
alterem ainda mais o ambiente.
Vários autores, entre eles, CARVALHO et al., (2006); SANTOS & FORMAGIO (2000);
e CARVALHO & SILVA (1999) discutem que os barramentos em cascatas contribuem para
diminuição dos estoques dos grandes migradores, de grande valor ecológico e comercial,
como por exemplo, o dourado (Salminus brasiliensis). Entretanto, num dos trechos de coleta
deste reservatório coletou-se um exemplar gênero Steindachneridion sp, com registros de
ocorrência na bacia do Paranapanema, apenas nos reservatórios de Piraju e Canoas II
(BRITTO, inf. pess.). A presença acidental desta espécie no reservatório de Salto Grande
pode estar relacionada ao fato da espécie Steindachneridion sp. fazer migrações entre
trechos lóticos e lênticos, hoje delimitados pela UHE de Ourinhos à montante, trechos
49
lóticos (Diacuí) e o reservatório de Salto Grande. Sendo assim, este peixe pode ser
remanescente dos estoques pré-barramento deste trecho do médio rio Paranapanema.
BRITTO & SIROL, (2006) estudando a transposição de peixes no médio
Paranapanema (reservatórios de Canoas I e Canoas II) constataram que Pimelodus
maculatus foi uma das espécies mais abundantes em número e biomassa. E ainda, que esta
espécie apresenta grande distribuição sazonal, considerando que as escadas foram efetivas
em termos de migração e estocagem populacional nos reservatórios a montante. Portanto,
pode-se fazer inferência de que estas espécies estariam chegando até o trecho Jusante de
Salto Grande, ficando impedidas de continuar, portanto, apresentando maior abundância no
mesmo.
Sendo assim, para o reservatório em questão pode-se inferir que a diversidade lato
sensu de peixes está mais relacionada ao número de espécies pré-existentes na fase rio e
as relações intra e inter específicas entre as espécies nativas e introduzidas e o
ecossistema ao longo do tempo nestes ambientes impactados, de forma similar ao relatado
BRITTO (2003) e RAMOS (2005) para os reservatórios de Taquaruçu e de Jurumirim,
respectivamente.
As coletas com arrasto e peneirão, realizadas em regiões rasas e com cobertura de
macrófitas, amostraram 23 espécies de pequeno porte, ou juvenis. Sabe-se que estes locais
desempenham importantes funções, como a proteção estrutural de habitats, fornecimento
de recursos alimentares (CASATTI et al., 2003; CASSEMIRO et al., 2002), abrigo para
peixes de pequeno porte, locais de desova para os peixes, manutenção da qualidade da
água e fornecimento de matéria orgânica e substrato para fixação de algas e perifíton
(SMITH et al., 2003; WINEMILLER & JEPSON, 1998). Isso reforça a importância deste tipo
de amostragem em levantamento de fauna de peixes em reservatórios, considerando a
seletividade amostral dos aparatos de captura em função dos tipos de habitats.
A presença de alevinos de espécies como A. lacustris, A. altiparanae, e as introduzidas
Oreochromis niloticus, Brachypopomus pinnicaudatus
na desembocadura do rio Pardo
junto ao reservatório de Salto Grande
pode indicar que tais espécies estejam se
50
desenvolvendo e completando o seu ciclo de vida neste trecho. Cabe ressaltar, que
devido à seletividade dos equipamentos e baixa quantidade de número de
indivíduos, seria necessário mais coletas para comprovar tal hipótese (área de
reprodução e berçário)
.
Segundo ODUM (1988), a curva de importância das espécies mostra que quanto mais
alta e achatada a curva, maior a diversidade e quanto mais inclinada à curva, menor a
diversidade em termos gerais é maior a dominância por parte de poucas espécies. O
estresse seja por parte natural ou antrópica, tende a tornar mais inclinada às curvas, de
modo que o componente de dominância da diversidade pode ser usado para avaliar o efeito
das perturbações sobre as estruturas das espécies.
Neste contexto, para os três trechos do reservatório propriamente dito em termos
numéricos apresentou um bom ajuste, enquanto que para biomassa os valores também
foram significativos. Isso demonstra que o ambiente em questão encontra-se pouco
estresse, sendo um indicativo que a ictiofauna já se encontra estabilizada neste reservatório.
As categorias reprodutivas das principais espécies de peixes capturadas para este
reservatório foram classificadas conforme DIAS (1995); VAZZOLER (1996); VAZZOLER &
MENEZES (1992) e MIYAMOTO (1990); na qual se podem agrupar as espécies não
migradores e sem cuidado parental como, por exemplo, as três espécies mais abundantes
A. altiparanae, S. insculpta e A. lacustris (grupo 1); a categoria de fecundação externa, não
migradora e com cuidado parental, duas espécies introduzidas se destacaram Cichla kelberi
e Cichla piquiti (grupo 2) e finalmente para o (grupo 3) a categoria de espécies com
fecundação interna e não migradora e com cuidado parental as espécies Loricaria prolixa e
Ageneiosus valenciennesi foram as mais representativas (Anexo I).
Segundo LOWE-McCONNELL, (1999) as espécies do grupo 1 tende a apresentar alta
fecundidade, pequeno diâmetro de ovócitos e desova altamente sazonal, geralmente do
tipo total. No grupo 2 estão as espécies com tendências de fecundidade também elevadas a
ao diâmetro do ovócito reduzido, porém, com predomínio de desova parcelada e período
51
reprodutivo prolongado. No grupo 3 as espécies com cuidado parental e fecundação interna
apresentam no geral ovócitos grandes, baixa fecundidade e desova predominantemente do
tipo parcelada
.
Na análise dos atributos ecológicos constatam-se ligeiras diferenças entre os trechos
de amostragens. Embora ocorram inúmeras perturbações, os índices de Shannon-Wiener e
de riqueza de espécies mostram para os trechos Pedra Branca, Barragem, Rio Novo e
Diacuí (montante do reservatório) e o trecho Jusante (jusante do reservatório) valores
significativos, lembrando que os trechos Rio Novo, Diacuí e Jusante precisam de novos
levantamentos para determinar certos índices devido ao seu baixo número amostral por
conta fatos imprevisíveis (roubos).
Assim, para os trechos Pedra Branca e Barragem pode-se perceber, a presença de
fragmentos de mata do tipo mesófila estacional semi-decídua com transição de várzeas
dominadas por macrófitas aquáticas. Estas características fisiográficas e ambientais
aumentam a heterogeneidade espacial e nichos que favorecem o estabelecimento das
espécies. Isto poderia explicar o maior número de espécies no trecho Pedra Branca, pois
além das características supracitadas, apresenta uma menor influencia do represamento.
Em contraste, o trecho Rio Novo foi um dos locais com menor número de espécies, embora
apresente grandes quantidades de macrófitas, o alto nível de assoreamento e as grandes
cargas de efluentes rurais que sofre constantemente, provavelmente pode ser o motivo por
estar entre os trechos com o menor número de espécies.
HENRY (2003) discute que as áreas transição caracterizadas como ecótonos servem
de habitats para várias espécies com a importante função de manter a biodiversidade entre
comunidades distintas. Sendo assim, uma possível hipótese para o trecho Foz do Pardo ter
ficado em segundo lugar. Embora tenham ocorrido furtos dos equipamentos, o trecho Diacuí
apresentou o terceiro lugar em número de espécies junto com o trecho Barragem,
possivelmente, por apresentar grandes quantidades de macrófitas subaquáticas
proporcionando condições favoráveis para a sobrevivência das espécies. Finalmente Rio
Novo, Jusante, Pardo Montante e Turvo apresentaram as menores diversidades
52
possivelmente em função dos tipos de ambientes e a capacidade de ajuste de das espécies
registradas nos mesmos.
Assim, pode-se concluir que a diversidade lato sensu do reservatório de Salto Grande
está bastante associada a algumas características ambientais e morfométricas, tais como a
complexidade do habitat (RAHEL, 1984), o desenvolvimento marginal (EADIE & KEAST,
1984), entre outros. Neste contexto, nota-se que o dendrograma de similaridade separou os
habitas (trechos) em três grandes grupos, em termos de abundancia/espécies. O primeiro,
composto apenas pelo trecho Jusante mostrando um menor número de espécies com
predominância da espécie migradora P. maculatus. No segundo grupo, o trecho Rio Novo
que ficou isolado provavelmente por ser um habitat bastante assoreado, sendo A.
altiparanae a espécie mais abundante, possivelmente em função de sua grande capacidade
de ajuste a ambientes diversos (ORSI et al., 2004).
O terceiro grupo, reuniu os trechos do reservatório propriamente dito e um trecho a
montante, com lagoas marginais (Diacuí). Em detalhe, constata-se que Pedra Branca
apresentou diferenças marcantes, provavelmente por receber pouca influência do
reservatório apresentando como espécies dominantes (A. altiparane, I.labrosus e A.
lacustris). O trecho Foz do Pardo também apresentou diferenças significativas,
provavelmente por receber fortes cargas de sedimentos com predominância da espécie S.
insculpta possivelmente por pertencer à categoria trófica dos iliófagos descrita por (LUZ et
al, 2001; HAHN, 1998) embora BENNEMENN et al, (2000) considere a espécie detritívora,
uma vez que a grande quantidade de aporte de detritos em decomposição, favorece a sua
tática de alimentação. Finalmente os trechos Barragem, Diacuí que foram os mais
semelhantes possivelmente por serem trechos lênticos com predominância das espécies A.
altiparanae, S. insculpta e A. lacustris.
Entretanto, em relação à similaridade (de Jaccard) das espécies entre os trechos,
apenas o trecho Barragem e Foz do Pardo apresentaram similaridade significativa (acima de
0,60), e provavelmente, isso se deve a pouca distância entre eles. Segundo CASTRO &
ARCIFA, (1987), áreas geograficamente próximas apresentam ictiofauna mais similar do
53
que áreas mais distantes. Além disso, considerando que a presença ou ausência de uma ou
mais espécies em determinados ambientes não depende somente das condições
especifícas de um habitat particular, mais também da disponibilidade de recursos como
alimentos, refúgios e locais para reprodução (ORSI et al., 2004; LOWE-McCONNEL, 1999),
reforçando a explicação de tais diferenças e semelhanças.
Segundo DIAS (1995) as condições limnológicas básicas (variáveis físico-químicas da
água) do reservatório de Salto Grande, não apresentaram restrições à sobrevivência da
fauna de peixes.
Esta situação também pode ser constatada neste trabalho tendo em vista
que as variáveis limnológicas analisadas apresentaram padrões similares ao trabalho
supracitado.
Numa visão geral sobre o estado de conservação atual da fauna de peixes do eixo
principal do rio Paranapanema, CARVALHO et al. (1998a, b) registrou a ocorrência de 51
espécies no reservatório de Jurumirim (Alto Paranapanema), o primeiro do complexo de
cascatas deste importante rio, enquanto que para o de Chavantes, em estudo recente,
CARVALHO et al.( 2006) diagnosticou a presença de 59 táxons. Num universo amostral um
pouco mais amplo, registra-se, neste trabalho, a presença de 67 espécies, em
contraposição ao trabalho de DIAS (1995) que diagnosticou a ocorrência de 51 espécies em
Salto Grande. Ainda, um estudo técnico antes da formação do complexo de represas
Canoas I e II revelou a presença de 59 espécies (DUKE ENERGY, 2000) enquanto que no
baixo Paranapanema, o reservatório de Capivara tem-se o registro de 79 espécies de peixes
(ORSI, 2005) enquanto que em Taquaruçu abriga 78 espécies de peixes (BRITTO, 2003).
No último reservatório do Paranapanema (Rosana) registra-se a presença de 102 espécies
(BRITTO & CARVALHO, 2006), antes, durante e após a formação deste reservatório.
Assim, BRITTO (2003) destaca que a distribuição da fauna de peixes do eixo principal
do rio Paranapanema obedece a um gradiente vetorial quali-quantitativo crescente de peixes
ao longo dos reservatórios, indicando a existência de menor similaridade entre as
ictiofaunas dos reservatórios situados em pontos extremos deste sistema hidrográfico.
54
Segundo LOWE McCONNELL (1999) a riqueza de espécies tende aumentar à medida
que nos afastamos das nascentes em direção a foz. Tal variação deve-se principalmente ao
fato de que a incorporação de novas espécies é maior do que a substituição. Tal situação
pode ser verificada por CARVALHO; BRITTO; ORSI (no prelo) que realizou uma revisão
comparativa entre as comunidades de peixes de quatro grandes reservatórios do eixo
principal do rio Paranapanema, onde essa tendência se manteve mesmo após a inserção
dos barramentos artificiais. Este fato também foi discutido por MINNS (1989), quando
comenta que lagos e reservatórios situados em regiões mais altas nas bacias de drenagem
geralmente possuem um número menor de espécies, em relação àqueles situados nas
partes mais baixas.
Os resultados obtidos neste trabalho corroboram com o estado atual da ictiofauna dos
reservatórios brasileiros, onde há elevada dominância por poucas espécies, sendo estas
predominantemente de médio e pequeno porte e baixo valor comercial, do tipo R-
estrategistas, com reprodução rápida e elevada plasticidade trófica, bem ajustadas às novas
condições semi-lênticas destes ecossistemas artificiais, cada dia mais comum na paisagem
brasileira. Ainda, no contexto da biologia da conservação, a constatação do aumento quali-
quantitativo das espécies introduzidas neste reservatório, vem reforçar a idéia da
necessidade de ordenamento efetivo dos diferentes usos deste reservatório, conforme
preconiza a legislação e os órgãos gestores destes importantes corpos d’água, bem como
estudos contínuos de monitoramento nesta vertente.
55
6. CONCLUSÕES
Os dados permitem concluir que:
1. A ictiofauna do reservatório de Salto Grande e áreas adjacentes é composta
por 67 táxons, sendo as ordens Characiformes e Siluriformes as mais
representativas;
2. Também, esta ictiofauna é composta principalmente por espécies de pequeno
e médio porte, do tipo R-estrategista, de baixo valor econômico;
3. Foram registradas oito espécies introduzidas Brachypopomus pinnicaudatus,
Cichla kelberi, Cicha piquiti, Astronotus crassipinnis, Oreochormis niloticus,
Poecilia reticulata, Leporinus macrocephalus e Plagioscion squamosissimus;
4. Ocorreu um aumento de espécies introduzidas com relação ao primeiro
levantamento;
5. A diversidade de espécies do reservatório de Salto Grande está bastante
associada a algumas características ambientais, como a complexidade do
habitat;
6. Predomínio de espécies com estratégia reprodutiva de fecundação externa
não migradora e sem cuidado parental.
56
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64
Classificação das espécies quanto à categoria reprodutiva.
Fecundação externa, não migradora, sem cuidado parental
Acestrorhynchus lacustris
Apareiodon affinis
Astyanax altiparanae
Gymnotus carapo
Iheringichthys labrosus
Pimelodus maculatus
Plagioscion squamosissimus
Schizodon nasutus
Steindachnerina insculpta
Fecundação externa, não migradora, com cuidado parental
Cichla kelberi
Cichla piquiti
Geophagus brasiliensis
Hoplias malabaricus
Hypostomus ancistroides
Serrasalmus marginatus
Fecundação interna, não migradora, com cuidado parental
Ageneiosus valenciennesi
Loricaria prolixa
65
Número de espécies por ordens coletadas nos dois estudos no reservatório de Salto Grande
(médio rio Paranapanema, SP-PR).
Número de espécies exclusivas, introduzidas e comuns coletadas nos dois estudos no
reservatório de Salto Grande (médio rio Paranapanema, SP-PR).
Espécies exclusivas dos trechos de amostragens apenas neste levantamento
1
: espécies
coletadas com rede de arrasto ou peneirão.
Espécies DIA RNO JUS TUR
Hypostomus aff. paulinus
- - - 1
Hypostomus cf. nigromaculatus
- - - 1
Hypostomus hermanni
- - - 1
Hypostomus regani
- 1 -
-
Hypostomus sp 2
1 - -
-
Leporinus striatus
- - - 1
Rhinodoras dorbignyi
- - 1
-
Schizodon intermedius
- - 1
-
Cheirodon stenodon
1
1 - - -
Piabina argentea
1
1 - - -
Planaltina britskii
1
1 - - -
Poecilia reticulata
1
1 - - -
Tabela do índice de similaridade de Jaccard considerando os mesmos trechos de coleta
realizados no levantamento anterior no reservatório de Salto Grande, médio Paranapanema,
SP-PR.
Dias Brandão
Ordens número
Número
Characiformes 29 29
Siluriformes 11 21
Perciformes 8 11
Gymnotiformes 3 4
Cyprinodontiformes - 1
Symbranchiformes - 1
Dias Brandão
Total de espécies 51 67
Exclusivas 20 36
Introduzidas 3 8
Espécies comuns nos dois trabalhos 31
66
Táxons Brandão Dias
Acestrorhynchus lacustris 1 1
Hoplias malabaricus 1 1
Pyrrhulina australis 1 1
Astyanax altiparanae 1 1
Astyanax fasciatus 1 1
Bryconamericus cf. iheringii 1 0
Galeocharax knerii 1 1
Hyphessobrycon eques 1 0
Metynnis maculatus 1 0
Myleus tiete 1 1
Serrapinnus notomelas 1 1
Serrasalmus maculatus 1 1
Serrasalmus sp.
1
1 0
Leporinus amblyrhynchus 1 1
Leporinus cf. obtusidens 1 1
Leporinus macrocephalus 1 0
Leporinus paranensis 1 1
Leporinus friderici 1 1
Leporinus octofasciatus 1 1
Schizodon nasutus 1 1
Apareiodon affinis 1 1
Apareiodon piracicabae 1 0
Cyphocharax modestus 1 1
Steindachnerina insculpta 1 1
Callichthys sp. 1 0
Hoplosternum littorale 1 0
Loricaria prolixa 1 1
Hypostomus ancistroides 1 0
Hypostomus cf. topavae 1 0
Hypostomus iheringii 1 0
Hypostomus margaritifer 1 0
Hypostomus strigaticeps 1 0
Hypostomus sp 3 1 0
Iheringichthys labrosus 1 1
Pimelodus maculatus 1 1
Steindachneridion sp. 1 0
Pimelodella avanhandavae 1 0
Rhamdia quelen 1 1
Ageneiosus valenciennesi 1 1
Gymnotus carapo 1 1
Eigenmannia trilineata 1 1
Sternopygus macrurus 1 1
Brachyhypopomus pinnicaudatus 1 0
67
Astronotus crassipinnis 1 1
Cichla kelberi 1 0
Crenicichla britskii 1 1
Crenicichla haroldoi 1 0
Crenicichla jaguarensis 1 0
Crenicichla niederleinii 1 1
Cichlasoma paranaense 1 1
Geophagus brasiliensis 1 1
Oreochromis niloticus 1 0
Plagioscion squamosissimus 1 1
Synbranchus marmoratus 1 0
Bryconamericus stramineus 0 1
Hyphessobryconcf callistus 0 1
Aphyocharax sp 0 1
T. angulatus 0 1
Oligosarcus paranaensis 0 1
Salminus hilarii 0 1
Piaractus mesopotamicus 0 1
Leporinus lacustris 0 1
Schizodon altoparanae 0 1
Cyphocharax nagelli 0 1
Prochilodus lineatus 0 1
Tatia cf neivae 0 1
Pimelodella gracillis 0 1
Corydoras cf aennaeus 0 1
Megalancistrus aculeatus 0 1
Hypostomus tietensis 0 1
Hypostomus sp 0 1
Crenicichla sp 0 1
Tilapia rendalii 0 1
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