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INSTITUTO NACIONAL DE PESQUISAS DA AMAZÔNIA
UNIVERSIDADE FEDERAL DO AMAZONAS
Programa Integrado de Pós-Graduação em Biologia Tropical e Recursos Naturais
Biologia de Água Doce e Pesca Interior - BADPI
CRISTHIANA PAULA RÖPKE
Manaus, Amazonas
Abril, 2008
Estrutura trófica das assembléias de peixes em biótopo de
herbáceas aquáticas nos rios Araguaia (Tocantins) e Trombetas
(Pará), Brasil.
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INSTITUTO NACIONAL DE PESQUISAS DA AMAZÔNIA
UNIVERSIDADE FEDERAL DO AMAZONAS
Programa Integrado de Pós-Graduação em Biologia Tropical e Recursos Naturais
Biologia de Água Doce e Pesca Interior - BADPI
CRISTHIANA PAULA RÖPKE
ORIENTADOR: DR. EFREM J. G. FERREIRA
CO- ORIENTADOR: DR. JANSEN A. S. ZUANON
Dissertação apresentada ao PIPG-
BTRN como parte dos requisitos para
obtenção do título de Mestre em
Biologia Tropical e Recursos
Naturais, área de concentração em
Biologia de Água Doce e Pesca
Interior.
Manaus, Amazonas
Abril, 2008
Estrutura trófica das assembléias de peixes em biótopo de
herbáceas aquáticas nos rios Araguaia (Tocantins) e Trombetas
(Pará), Brasil.
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Sinopse:
Estudou-se a estrutura trófica de assembléias de peixes em bancos de herbáceas aquáticas dos rios
Araguaia e Trombetas, buscando caracterizá-las e compará-las quanto à composição de espécies e
características das estruturas tróficas e das teias alimentares nesse tipo de biótopo.
Palavras-chave:
1- Variação espacial; 2- Variação temporal; 3- Estrutura trófica; 4- Teias alimentares; 5- Bacia
Amazônica.
R785 Röpke, Cristhiana Paula
Estrutura trófica das assembléias de peixes em biótopo de
herbáceas nos rios Araguaia (Tocantins) e Trombetas (Pará),
Brasil / Cristhiana Paula Röpke. --- Manaus : [s.n.], 2008.
91 f. : il.
Dissertação (mestrado)-- INPA/UFAM, Manaus, 2008
Orientador: Efrem Jorge Gondim Ferreira
Co-orientador : Jansen Alfredo Sampaio Zuanon
Área de concentração: Biologia de Água Doce e Pesca Interior
1. Peixes – Araguaia, Rio(TO). 2. Peixes – Trombetas, Rio(PA).
3. Cadeia alimentar (ecologia). 4. Biodiversidade. 5. Dinâmica de
comunidades. 6. Variação temporal. I. Título.
CDD 19. ed. 597.09811
iii
Dedico este trabalho aos amigos.
Aos que se tornaram familiares,
Aos que nasceram familiares e aos que
conheci antes de ontem.
Dedico tanto aos que me deixam louco,
Quanto aos que enlouqueço.
Aos amigos que correm,
Aos amigos que contemplam.
Aos que me consideram muito,
E aos muitos que, com razão, fazem pouco.
Aos que conhecem o que penso,
E aos que só conhecem o que faço.
Aos que passam o dia todo comigo,
E aos que estão sempre em mim.
Este trabalho é a soma de todos vocês.
E se ele não é melhor, é por falta de
memória,
Mas não por falta de amigos.
(Richard B. Primack e Efraim Rodrigues)
iv
Seriam necessárias muitas páginas para agradecer a todos que merecem, e de antemão peço
desculpas aos que aqui não se encontrarem...
Agradeço:
Ao meu pai Valdir, minha mãe Maria, minhas irmãs Carina e Carla e meu irmão Carlos pelo
amor e serem a minha base ...
Ao Dr. Efrem Ferreira e Dr. Jansen Zuanon por terem me aceito como sua orientada, pelo
presente que foi este trabalho e por tudo o que me ensinaram;
À Carminha, Elany e Dr. Angela Varella por toda atenção e serviço prestados por meio do
curso BADPI;
Ao CNPq pela bolsa de estudos concedida;
Aos meus grandes amigos que mesmo tão distantes se fizeram sempre tão perto: Cíntia, Eti,
Janesca, Tati, Susti, Vá, Alpalice, Professor Cesar e Jane;
Aos amigos que aqui se tornaram minha família: Denise, Fabí, Wellington e Nicole;
Aos meus amigos e colegas Cleber, José, Felipe, Laura, Larissa, Eduardo Braga –
“Governador”, Eduardo Berhman, Junior, Akemi, Daniel Pimpão, Bruno, Guidhini, Glória,
Fabrizio, Vinícios e Luceia pelos papos, almoços, reuniões de fim de semana e saídas por aí;
À Maeda, Renildo, Janaína, Cristiane e Dona Rosa por terem me acolhido quando cheguei a
esta terra até então desconhecida;
Aos professores, pela oportunidade de conhecer mais;
Aos que me socorreram nos momentos necessários:
★ Fabíola e Luana pelas identificações dos insetos e pela companhia no laboratório;
★ Laura, Elvis e Daniel pelas identificações dos micro-crustáceos;
★ Fabí pelas identificações das algas e juntamente com a Gí por sempre me ajudarem
com o maravilhoso mundo da estatística;
★ Dr. Rosseval Galdino Leite pela identificação das larvas de peixes;
★ Daniel Pimpão pela identificação dos moluscos;
★ Dr. Célio Magalhães pela identificação dos camarões;
★ Dr. Jansen Zuanon pela identificação dos peixes;
Aos referis deste trabalho Claudia Pereira de Deus, Francisco Leonardo Tejerina Garro,
Geraldo Mendes dos Santos, Sidinei Magela Thomaz e Sergio Agostinho pelas valiosas
contribuições;
Às demais pessoas que podem não terem sido citadas em nome, mas se tornaram o meu
mundo em Manaus.
v
RESUMO
Este trabalho objetivou caracterizar a estrutura trófica das assembléias de peixes encontradas
em biótopo de herbáceas aquáticas nos rios Araguaia e Trombetas, comparando-a nos dois
rios e em diferentes épocas do ciclo hidrológico. No rio Araguaia foram capturadas 125
espécies e no rio Trombetas 94 espécies. A análise de ordenação para a composição de
espécies revelou que os rios Araguaia e Trombetas têm faunas pouco similares e a variação
temporal foi mais marcante no rio Trombetas que no rio Araguaia. A diferença taxonômica foi
atribuída à baixa conectividade das duas regiões, e as diferenças na variação temporal aos
fatores ambientais agindo sobre as herbáceas aquáticas e a assembléia de peixes. As análises
de ordenação revelaram estruturas tróficas também pouco semelhantes entre os dois rios. As
assembléias de peixes em bancos de herbáceas aquáticas do rio Araguaia apresentaram maior
número de categorias tróficas, maior número de elementos tróficos, total e densidade de elos
tróficos, e estruturas mais estáveis no tempo. No rio Trombetas as assembléias de peixes
apresentaram uma marcante variação temporal, com menor número de categorias tróficas,
teias com menor número de elementos tróficos, total e densidade de elos tróficos, à exceção
da época de vazante, em que a estrutura trófica e da teia se tornam mais semelhantes às do rio
Araguaia. As diferenças em estrutura trófica podem ser resultado de características peculiares
dos dois ambientes, influenciando a disponibilidade de recursos, e condições que
influenciaram a estruturação do biótopo de herbáceas aquáticas nos dois sistemas.
vi
ABSTRACT
This study aimed to perform a characterization and a comparison of the trophic structure of
fish assemblages in aquatic herbaceous stands between Araguaia and Trombetas rivers and
among different phases of hydrological cycle. A total of 125 fish species were collected in the
Araguaia River and 94 in the Trombetas River. The fish assemblage composition analysis
revealed that Araguaia and Trombetas rivers have somewhat dissimilar faunas, and that
temporal variation was more significant in Trombetas than in Araguaia River. Taxonomic
differences were attributed to the low connectivity of the studied rivers, whereas temporal
variation in the assemblage composition were related to environmental peculiarities
influencing herbaceous plant and the fish assemblages. The ordination analysis revealed that
trophic structure wasn’t very similar between rivers. Fish assemblages in Araguaia’s
herbaceous plant stands showed a higher number of trophic categories, higher number of
elements trophics in food webs, total number of links, linkage density, and lower temporal
variation. In Trombetas river the fish assemblages presented a pronounced temporal variation
with lower numbers of trophic categories, lower number of elements trophics in food webs,
total number of links, linkage density, except during the falling season, in which the trophic
structure and food webs are more similar to those of Araguaia River. Differences in trophic
structure were suggested to result from peculiarities of the two river systems, which influence
the availability of resources, and other local conditions related to the structure of aquatic
herbaceous biotopes in each river.
vii
LISTA DE TABELAS
Tabela 1
Valores de riqueza de espécies e abundância de exemplares por época
para a assembléia de peixes em biótopo de herbáceas aquáticas em cada
local.............................................................................................................. 24
Tabela 2
Abundância, riqueza de espécies, proporção relativa da riqueza e
biomassa por categoria trófica das assembléias de peixes em bancos de
herbáceas aquáticas em cada local............................................................... 28
Tabela 3
Valores de abundância, riqueza de espécies e biomassa de espécies por
categoria trófica, por época do ciclo hidrológico e local............................
33
Tabela 4
Resultados do teste F univariado da MANOVA entre locais e épocas do
ciclo hidrológico para os atributos das teias alimentares.............................
33
Tabela 5
Resultados de ANOVA entre locais e épocas do ciclo hidrológico para os
atributos das teias alimentares.....................................................................
34
Tabela 6
Matriz para os valores de probabilidade do teste de Tukey para
diferenças no número de elementos tróficos das teias alimentares entre
os locais e épocas do ciclo hidrológico....................................................... 34
Tabela 7
Matriz para os valores de probabilidade do teste de Tukey para
diferenças no total de elos tróficos das teias alimentares entre as épocas
do ciclo hidrológico..................................................................................... 34
Tabela 8
Matriz para os valores de probabilidade do teste de Tukey para
diferenças na densidade de elos tróficos das teias alimentares entre as
épocas do ciclo hidrológico........................................................................ 35
Tabela 9
Valores médios dos atributos obtidos das teias alimentares para cada
época do ciclo hidrológico e local...............................................................
35
viii
LISTA DE FIGURAS
Figura 1
Área de estudo no rio Araguaia, Parque Estadual do Cantão....................... 9
Figura 2
Área de estudo no rio Trombetas................................................................. 11
Figura 3
Ciclo hidrológico dos rios Araguaia e Trombetas........................................ 13
Figura 4
Curva de rarefação para riqueza de espécies para a assembléia de peixes
de biótopo de herbáceas aquáticas do rio Araguaia......................................
20
Figura 5
Curva de rarefação para riqueza de espécies para a assembléia de peixes
de biótopo de herbáceas aquáticas do rio Trombetas....................................
20
Figura 6
Riqueza de espécies das famílias que compõem as assembléias de peixes
em bancos de herbáceas aquáticas nos rios Araguaia e Trombetas..............
21
Figura 7
Abundância relativa das famílias que compõem as assembléias de peixes
em bancos de herbáceas aquáticas nos rios Araguaia e Trombetas..............
22
Figura 8
Ordenação por NMDS a partir dos dados de abundância e presença e
ausência das espécies para os locais.............................................................
24
Figura 9
Ordenação por NMDS a partir dos dados de abundância e presença e
ausência das espécies por época e locais......................................................
26
Figura 10
Ordenação por NMDS para a estrutura trófica a partir dos dados de
adundância em peixes para cada categoria trófica....................................... 29
Figura 11
Ordenação por NMDS para a estrutura trófica a partir dos dados de
biomassa em peixes para cada categoria trófica........................................... 30
Figura 12
Ordenação por NMDS para a estrutura trófica a partir dos dados da
proporção da riqueza específica em peixes para cada categoria trófica....... 31
Figura 13
Teia alimentar para a cheia no rio Araguaia................................................. 36
Figura 14
Teia alimentar para a cheia no rio Trombetas.............................................. 37
Figura 15
Teia alimentar para a vazante no rio Araguaia............................................. 38
Figura 16
Teia alimentar para a vazante no rio Trombetas.......................................... 39
Fgura 17
Teia alimentar para a seca no rio Araguaia.................................................. 40
Figura 18
Teia alimentar para a seca no rio Trombetas............................................... 41
Figura 19
Teia alimentar para a enchente no rio Araguaia........................................... 42
Figura 20
Teia alimentar para a enchente no rio Trombetas........................................ 43
ix
SUMÁRIO
1
INTRODUÇÃO................................................................................................. 1
2 OBJETIVOS
2.1
Objetivo geral.................................................................................................... 6
2.2
Objetivos específicos......................................................................................... 6
3
HIPÓTESES ..................................................................................................... 7
4 MATERIAL E MÉTODOS
4.1
Áreas de estudo................................................................................................. 7
4.1.1
Rio Araguaia..................................................................................................... 7
4.1.2
Rio Trombetas................................................................................................... 9
4.2
Amostragem e triagem das amostras.............................................................. 11
4.3
Composição da fauna de peixes....................................................................... 13
4.4
Análise de conteúdo estomacal e classificação trófica das espécies.............. 14
4.5
Atributos das teias alimentares........................................................................ 16
4.6
Comparação da estrutura trófica e teias alimentares entre os dois rios e
épocas.................................................................................................................
17
5 RESULTADOS
5.1
Composição das assembléias de peixes e variações temporais...................... 18
5.2
Estrutura trófica das assembléias de peixes e variações temporais.............. 24
6 DISCUSSÃO
6.1
Composição das assembléias de peixes e variações temporais...................... 38
6.2
Estrutura trófica das assembléias de peixes e variações temporais............. 41
7.
CONSIDERAÇÕES FINAIS........................................................................... 50
8.
BIBLIOGRAFIA CITADA.............................................................................. 51
9.
ANEXOS............................................................................................................ 59
1
1. INTRODUÇÃO
Os dois maiores objetivos da ecologia de comunidades são identificar padrões da
organização das assembléias, que sejam consistentes entre localizações geográficas e táxons
divergentes ou diferentes, e formular mecanismos que causem esses padrões (Adite &
Winemiller, 1997). Muitos fatores controlam a organização das comunidades, e os ecologistas
têm buscado determinar quais fatores, sejam eles regionais ou locais, influenciam a riqueza,
composição e estrutura das assembléias de peixes (Jackson & Harvey, 1989; Tonn et al.,
1990; Poff & Allan, 1995; Angermeier & Winston, 1998; Hoeinghaus et al., 2006).
Neste sentido, a perspectiva funcional (i.e. estrutura das assembléias considerando-se
as categorias tróficas, guildas e história de vida das espécies) permite a comparação de
assembléias taxonomicamente dissimilares, mesmo quando a composição de espécies muda
devido a fatores biogeográficos atuando em grande escala (Poff & Allan, 1995). Segundo
Hoeinghaus et al. (2006), características locais de um habitat e interações bióticas mediadas
pelos fatores regionais podem limitar a capacidade das espécies de persistir em uma
comunidade local (e.g. Mouillot et al., 2007), enquanto que fatores históricos tais como
especiação, extinção e dispersão podem determinar o conjunto de espécies que
potencialmente ocorrem em um local.
Tonn et al. (1990) sugerem que duas comunidades geograficamente distantes,
ocupando ambientes locais similares, podem ou não ter características semelhantes, em
função de fatores locais, regionais ou históricos tais como imigração e extinção. Hoeinghaus
et al. (2006) buscaram verificar quais processos locais e regionais determinam a estrutura das
assembléias de peixes em riachos do Texas, nos Estados Unidos da América, a partir de
atributos taxonômicos e funcionais dessas assembléias. Esses autores observaram que,
enquanto as análises a partir de dados taxonômicos separam as assembléias dentro de padrões
geográficos de distribuição das espécies, as análises a partir de dados funcionais separam as
assembléias ao longo de gradientes de características de habitats.
Em nível local, a estrutura das comunidades pode ser influenciada pela disponibilidade
de recursos relacionada à produtividade primária do ambiente, pois uma maior
disponibilidade e diversidade de recursos pode propiciar um aumento nas especializações da
dieta (diversificação de nicho), permitindo que assembléias mais complexas se desenvolvam
(Giller, 1984). Tal condição pode ser originada pelas interações entre as espécies a partir da
partilha dos recursos disponíveis (competição interespecífica); por meio da redução da
sobreposição alimentar via especialização de hábitos (Herder & Freirof, 2006, Mérona &
2
Rankin-de-Mérona, 2004); pela mudança do nicho decorrente da segregação espacial,
temporal, ou mudança na dieta (Zaret & Rand, 1971; Mendelson, 1975; Sagar & Glova, 1994;
Mookerji et al., 2004; Merona & Rankin-de-Mérona, 2004; Herder & Freirof, 2006); pelo
deslocamento de caracteres (Morita & Suzuki, 1999); ou por meio da generalização da dieta,
quando a disponibilidade do recurso é altamente variável (Lowe-McConnell, 1999). Além
disso, a predação pode controlar as populações de presas, permitindo que um maior número
destas coexistam, ou determinando a escolha de habitats ou micro-habitats pelas espécies
(Weaver et al., 1997; Hoeinghaus et al., 2006).
Condições físicas dos ambientes, como a heterogeneidade espacial ou estrutural,
podem possibilitar um número maior de nichos, maior especialização no habitat e partilha de
recursos entre as espécies, reduzindo os níveis de competição (Giller, 1984; Grenouillet et al.,
2002). Neste sentido, acredita-se que a estabilidade ambiental favorece o estabelecimento de
um maior número de organismos especialistas, ou, por outro lado, o predomínio de espécies
oportunistas em ambientes variáveis (Kushlan, 1976; Poff & Allan, 1995; Hoeinghaus et al.,
2006).
No entanto, a produtividade do ambiente, processos de competição e predação e a
estabilidade ambiental podem ser mediadas por fatores em escala regional, como o tempo
ecológico ou evolutivo, e o clima (Jackson & Harvey, 1989; Jackson et al., 2001). Nos
sistemas rios-planície de inundação da região tropical, o clima, associado à geomorfologia, é
um dos processos em escala regional a influenciar a estrutura das assembléias, gerando a
dinâmica do pulso de inundação, que pode atuar em curtas ou longas escalas de tempo (Junk
et al., 1989), estabelecendo condições ambientais distintas com uma forte sazonalidade.
O pulso de inundação pode influenciar a estrutura trófica das assembléias de peixes
em sistemas de planície inundável devido às variações sazonais nas condições limnológicas,
influenciadas também pela morfologia do ambiente aquático, (Rodríguez & Lewis, 1997;
Tejerina-Garro et al., 1998), disponibilidade de alimento (Lowe-McConnell, 1999), e como
reflexo de movimentos migratórios realizados pelos peixes (Cox-Fernandes, 1997; Benedito-
Cecílio & Araújo-Lima, 2002). Tais condições são decorrentes dos processos de expansão e
regressão dos sistemas aquáticos, que conferem características completamente diferentes de
um período sazonal para o outro (Junk et al., 1989).
As estruturas das teias alimentares também podem ser influenciadas pelos fatores
locais e clima, modificando a complexidade das teias alimentares, tais como o número de
elementos tróficos interagindo na teia, o total e densidade de elos tróficos presentes, e a
conectividade das teias (Winemiller, 1990; Townsend et al., 1998; Motta & Uieda, 2006).
3
Esses atributos podem ser importantes medidas comparativas para se avaliar a dinâmica das
teias alimentares no tempo e espaço (Motta & Uieda, 2005), descrevendo a complexidade das
estruturas e o grau em que as espécies interagem (Pimm et al., 1991).
Jackson et al. (2001) sugerem que a escala em que o estudo se desenvolve influencia a
percepção a respeito da importância dos fatores bióticos e abióticos estruturando as
assembléias. Em sistemas altamente ricos em espécies e heterogêneos no espaço e no tempo, é
possível que múltiplos fatores sejam importantes elementos estruturantes das comunidades,
com os fatores bióticos sendo mediados pelas características ambientais locais e regionais
(Peres-Neto, 2004).
A Amazônia abrange aproximadamente 60% do território brasileiro, possuindo a maior
bacia hidrográfica do mundo com cerca de 6,8 milhões km
2
(Goulding et al., 2003).
Compreende uma infinidade de corpos d’água, que podem ser agrupados em 13 grandes sub-
bacias hidrográficas formadas pelos principais afluentes do rio Amazonas: Araguaia-
Tocantins, Xingu, Tapajós, Madeira, Purus, Juruá, Ucayali, Marañón, Napo, Putumayo-Iça,
Caquetá-Japurá, Negro-Branco e Trombetas (Goulding et al., 2003). Essa imensa rede
hidrográfica abriga a mais diversificada ictiofauna de água doce do mundo, com cerca de
1.500 espécies válidas (Menezes et al., 2003; Buckup et al., 2007), mas com estimativas que
podem chegar a 3.000 espécies (Santos et al., 2006). Porém, segundo Araújo-Lima et al.
(1986) e Goulding et al. (1988), a despeito de toda essa infinidade de corpos d`água, a maioria
dos estudos sobre a ictiofauna amazônica foram realizados em rios de águas brancas na
Amazônia Central, com poucos estudos em rios de águas pretas e claras.
Os rios de água clara da bacia amazônica podem originar-se tanto nos maciços pré-
cambrianos das Guianas como nos do Brasil Central (Santos & Ferreira, 1999; Goulding et
al., 2003). Assim como todos os grandes rios da bacia amazônica, esses rios possuem um
período de chuvas e um de seca, que favorecidos pela presença de planícies sedimentares, são
responsáveis pelo pulso anual de inundação. Dois importantes tributários que nascem nesses
maciços são o rio Trombetas, que se origina no Planalto das Guianas, e o rio Araguaia, que se
origina no Planalto do Brasil Central.
O rio Trombetas é um afluente que deságua diretamente na margem esquerda do rio
Amazonas, enquanto que o rio Araguaia se junta com o rio Tocantins antes de desembocar no
rio Amazonas (Diegues, 2002). Embora a bacia do Tocantins-Araguaia seja considerada por
alguns autores uma bacia separada da amazônica por desaguar diretamente na região de
estuário do rio Amazonas, essas duas bacias estão geológica e ecologicamente relacionadas
(Goulding et al., 2003). No entanto, apesar da bacia do Tocantins-Araguaia apresentar um
4
grande endemismo de espécies de peixes, e enquanto que diversas espécies comuns ao longo
de toda a calha do sistema Solimões-Amazonas estão ausentes (e.g. Colossoma macropomum,
Semaprochilodus taeniurus, Rhytiodus spp.), muitas outras estão presentes nos dois sistemas
(Santos et al., 2004).
Nesses sistemas, assim como em toda a bacia amazônica, os peixes estão distribuídos
em uma diversidade de ambientes e habitats, entre os quais se destacam os grandes rios, lagos,
igarapés, áreas inundáveis, corredeiras, praias e vegetação aquática (Junk, 1983; Santos &
Ferreira, 1999), e muitas espécies de peixes completam seu ciclo de vida em mais de um tipo
de ambiente (Santos & Ferreira, 1999; Barthem & Fabré, 2004).
Os bancos de herbáceas aquáticas destacam-se como um dos biótopos mais importantes
nos sistemas aquáticos amazônicos (Junk, 1980; 1983; Santos & Ferreira, 1999), sendo
encontrados na região marginal de lagos, rios e nas áreas inundadas, onde aumentam a
complexidade estrutural dos habitats (Grenouillet & Pont, 2001). Esses bancos de herbáceas
são formados por uma associação de plantas aquáticas e semi-aquáticas, principalmente
Poaceae (Paspalum repens, P. fasciculatum, Echinochloa polystachya), Pontederiaceae
(Eichhornia spp.), Araceae (Pistia stratiotes), Salviniaceae (Salvinia spp.) e Azollaceae
(Azolla sp.) (Junk, 1970; 1973). A composição e tamanho dos bancos de herbáceas são
fortemente influenciados pela dinâmica do pulso de inundação dos grandes rios amazônicos,
por meio de processos de formação, desagregação, transporte, recombinação de conjuntos de
espécies e senescência das plantas (Junk, 1980; Junk & Piedade, 1997).
Entre os principais fatores que podem controlar a distribuição dessas plantas aquáticas
nos ambientes, estão: a duração das épocas de seca e cheia na planície de inundação; a
estabilidade física do habitat, influenciada pelos processos de sedimentação e erosão; a ação
da corrente e ondas; processos sucessionais relacionados à história de vida das plantas e idade
do habitat; impactos humanos e qualidade da água, como pH e disponibilidade de nutrientes
(Junk & Piedade, 1997).
Melack & Forsberg (2000) estimam que na região da Amazônia Central cerca de 70%
da área média inundada anualmente é coberta por herbáceas aquáticas. Não existe uma
estimativa para a cobertura de herbáceas aquáticas entre os rios com diferentes tipos de água
encontrados na Amazônia, mas em função da disponibilidade de nutrientes a maior parte
possivelmente está nos ambientes de água branca. Petry et al. (2003) mencionam que 46% da
área da ilha da Marchantaria, uma região de várzea na Amazônia Central, é coberta por
herbáceas aquáticas. Nos rios de água preta, como o rio Negro, herbáceas aquáticas são
escassas, com poucos bancos, dispersos e pouco densos, onde a maior abundância se dá na
5
região de encontro com o rio Branco, onde a quantidade de nutrientes aumenta (Junk &
Piedade, 1997). Para os rios de águas claras não existem informações precisas, mas Junk
(1973) comenta que na foz do rio Tapajós são encontrados poucos bancos de herbáceas
aquáticas, pequenos e dispersos.
Os estudos realizados sobre assembléias de peixes em herbáceas aquáticas, na Amazônia
e em outras regiões têm indicado que esse biótopo é extremamente importante para
manutenção da diversidade de espécies e populações de peixes. Esse biótopo pode abrigar
elevada riqueza de espécies de peixes (Petry et al., 2003), sendo a maior parte delas juvenis e
espécies de pequeno porte (Sánchez-Botero & Araújo-Lima, 2001, Meschiatti et al., 2001). A
presença desses peixes neste biótopo tem sido atribuída à sua complexidade estrutural que
contribui para que a intensidade de predação seja menor do que em outros biótopos locais
(Weaver et al., 1997; Savino & Stein, 1989).
Muitos outros fatores locais também têm sido sugeridos como determimantes da
estrutura da assembléia de peixes nesse biótopo como, a complexidade estrutural (Petry et al.,
2003); a piscivoria (Weaver et al., 1997; Savino & Stein, 1989); posição dos bancos de
herbáceas aquáticas no sentido litoral - região pelágica (Petry et al., 2003; Agostinho et al.,
2007); tipo de herbácea aquática (Sánchez-Botero et al., 2003); densidade dos bancos de
herbáceas aquáticas (Pelicice et al., 2005); e as mudanças no nível da água decorrentes do
regime hidrológico (Casatti et al., 2003). A disponibilidade de recursos alimentares também
têm sido sugerida como um fator importante (Agostinho et al., 2007), no entanto nenhum
trabalho buscou investigar este aspecto.
Poucos trabalhos buscaram estudar essas assembléias de peixes do ponto de vista
trófico (Araújo-Lima et al., 1986; Casatti et al., 2003; Petry et al., 2003, Pelicice &
Agostinho, 2006). Entre esse somente os trabalhos de Petry et al. (2003) e Pelicice &
Agostinho (2006) buscaram associar a ecologia tróficas da assembléia de peixes a fatores
ambientais. Petry et al. (2003) evidenciaram a existência de uma relação entre a complexidade
dos biótopos de herbáceas aquáticas, no segmento canal do rio-interior da planície inundável,
e as categorias tróficas que compunham a assembléia de peixes. Estes autores observaram que
os onívoros não mostraram padrão algum com relação ao gradiente de complexidade desse
biótopo, enquanto os detritívoros foram mais abundantes em direção ao interior da planície
inundável e os piscívoros, planctívoros e insetívoros foram mais abundantes em direção ao
canal do rio. Pelicice & Agostinho buscaram verificar a dieta de peixes associados a Egeria
spp. entre bancos com diferentes densidades em biomassa, e não encontraram mudanças na
deita das espécies entre os bancos de Egeria spp. com média e alta biomassa.
6
Além da complexidade, é possível que fatores que atuem sobre as herbáceas aquáticas
como o regime hidrológico sejam fatores importantes atuando sobre a estrutura trófica das
assembléias. Casatti et al. (2003) registraram uma forte mudança na composição de espécies
peixes nos bancos de herbáceas entre as épocas de cheia e seca. Winemiller (1996) sugere
que, nos ambientes de planície de inundação, os principais fatores que determinam a estrutura
trófica e as teias alimentares estão relacionados à sazonalidade. Neste sentido, variações no
fluxo e no volume de água nos ambientes determinam os processos de migrações sazonais
(principalmente locais, durante o período de enchente-cheia), e a sobrevivência (ou taxa de
mortalidade) das espécies residentes durante o período de vazante-seca, em função das
condições ambientais estressantes, do aumento das densidades de peixes (incluindo de
predadores), e das variações na qualidade e quantidade de habitats e recursos alimentares
disponíveis.
Desta forma, conhecer a dinâmica natural das comunidades, sua relação com variações
ambientais e os mecanismos envolvidos no processo de estruturação de comunidades, é
importante pois permitem que sejam planejadas ações de manejo dos recursos naturais ou de
avaliação ou mitigação de danos causados por alterações ambientais antrópicas. Este estudo se
insere nesse contexto, e visa aportar informações sobre a estruturação das comunidades de
peixes em biótopos formados pelas herbáceas aquática em uma análise comparativa da
estrutura trófica e estrutura de teias alimentares em escala espacial e temporal.
2. OBJETIVOS
2.1. Objetivo geral
Determinar e comparar a estrutura trófica das assembléias de peixes em biótopos de
herbáceas aquáticas no médio rio Araguaia (Tocantins) e baixo rio Trombetas (Pará).
2.2 . Objetivos específicos
Caracterizar a composição de espécies das assembléias de peixes em biótopos de
herbáceas aquáticas, no médio rio Araguaia e no baixo rio Trombetas, nas diferentes
épocas do ciclo hidrológico;
7
Determinar a estrutura trófica das assembléias de peixes em biótopos de herbáceas
aquáticas e suas variações nas diferentes épocas do ciclo hidrológico em cada rio; e
Comparar a composição de espécies, estrutura trófica e características das teias
alimentares das assembléias de peixes em biótopos de herbáceas aquáticas do médio
rio Araguaia e do baixo rio Trombetas.
3. HIPÓTESES
H
0.1
: A estrutura trófica das assembléias de peixes em biótopos de herbáceas aquáticas
é semelhante entre os rios Araguaia e Trombetas;
H
1.1
: A estrutura trófica das assembléias de peixes em biótopos de herbáceas aquáticas
é diferente entre os rios Araguaia e Trombetas.
H
0.2
: A estrutura trófica das assembléias de peixes em biótopos de herbáceas aquáticas
não muda sob influência da variação anual do ciclo hidrológico;
H
1.2
: A estrutura trófica das assembléias de peixes em biótopos de herbáceas aquáticas
muda sob influência da variação anual do ciclo hidrológico.
4. MATERIAL E MÉTODOS
4.1. Áreas de estudo
4.1.1. Rio Araguaia
O rio Araguaia é o principal tributário do rio Tocantins, possuindo uma área de
drenagem de aproximadamente 380.000 km
2
e percorrendo cerca de 2.100 km até se encontrar
com aquele rio. Esse rio de água clara nasce na serra dos Caiapós, numa altitude de 850 m, na
divisa dos estados de Goiás e Mato Grosso e, depois de percorrer 720 km, divide-se em dois
braços: o Araguaia e o Javaés, formando a maior ilha fluvial do mundo, a ilha do Bananal
(Aquino et al., 2005).
Segundo Latrubesse & Stevaux (2002), o rio Araguaia pode ser dividido em três
partes: alto, médio e baixo. O alto rio Araguaia compreende o trecho desde sua cabeceira até a
cidade de Registro do Araguaia (440 km), onde o rio corre encaixado em rochas Pré-
8
Cambrianas do embasamento cristalino e sobre rochas da Bacia Sedimentar do Paraná. O
médio rio Araguaia se estende desde Registro do Araguaia até a cidade de Conceição do
Araguaia (1.160 km), onde o rio flui por uma planície aluvial bem desenvolvida, formada por
um mosaico de unidades morfo-sedimentares do Holoceno e Pleistoceno tardio. Nesse trecho
o rio caracteriza-se por apresentar uma grande quantidade de sistemas lacustres, compondo
um mosaico de lagos conectados ou não ao rio Araguaia (Tejerina-Garro et al., 1998) com
diversos tipos de formações, como os do tipo ferradura (oxbows lakes), canais abandonados,
diques marginais, vale bloqueado e lagos de acresção lateral (Morais et al., 2005).
Finalmente, o baixo rio Araguaia constitui o trecho entre Conceição do Araguaia, logo após a
planície do Bananal quando a planície aluvial desaparece, até sua confluência com o rio
Tocantins; nesse segmento de 500 km, o rio corre em um canal encaixado em rochas
cristalinas Pré-Cambrianas. Enquanto no alto e baixo curso do rio Araguaia há intensa
variabilidade entre picos máximos e mínimos de vazões, no médio curso essa oscilação é
suavizada pela planície aluvional (Aquino et al., 2005).
O clima na região é do tipo tropical de monção (xeroquimênico, segundo classificação
de Gaussen; tipo Aw segundo Köppen), com um período seco no inverno e um período úmido
com chuvas torrenciais no verão (Brasil, 1974), que promove um ciclo hidrológico marcado
por um período de seca de abril a setembro e outro de cheia de outubro a março (Diegues,
2002). A vegetação nessa região compreende formações de Cerrado e transição para Floresta
Tropical Úmida (Morais et al., 2005)
A área estudada compreende o Parque Estadual do Cantão (PEC), localizado no médio
rio Araguaia (Figura 1), entre a ilha do Bananal e a cidade de Caseara (TO) próximo à divisa
com o estado do Pará, entre as coordenadas 9º e 10º S e 50º10’W. O Parque Estadual do
Cantão abrange uma importante zona de transição entre os ecossistemas da Floresta
Amazônica e do Cerrado (Zuanon et al., 2004), e a vegetação predominante é a floresta
tropical pertencente ao domínio amazônico. Devido à geomorfologia da região, a dinâmica da
vegetação está condicionada aos processos sazonais de enchente, que inunda toda a floresta
nas terras mais baixas. Esta área também compreende lagos, furos e canais, que ficam
completamente conectados na cheia formando uma imensa planície inundável resultante do
extravasamento dos rios Javaés e Araguaia, ocorrendo em alguns trechos varjões, terrenos
planos com gramíneas naturais e arbustos (Zuanon et al., 2004).
Em geral os ambientes aquáticos do Parque Estadual do Cantão se caracterizam por
apresentar altas concentrações de oxigênio dissolvido durante todo o ano, transparência da
coluna d’água variando de 0,64 m a 2,30 m, pH entre 5,02 e 8,1 e valores de condutividade
9
entre 23 e 28 µS/cm, oligo a mesotróficos com os maiores níveis de produtividade primária
ocorrendo nas épocas de seca/início da enchente e os menores nas épocas de cheia/vazante
(Zuanon et al., 2004).
Figura 1: Área de estudo no rio Araguaia, Parque Estadual do Cantão. (Figura da bacia do rio
Araguaia modificada de Aquino et al., (2005); figura do Parque Estadual do Cantão de Zuanon et al.,
(2004).
4.1.2. Rio Trombetas
O rio Trombetas está localizado no estado do Pará, entre as coordenadas 2º00’N e
2º00’S e 55º35’ e 59º00’W. O rio tem cerca de 750 km de extensão e sua bacia abrange uma
área de cerca de 100.000 km
2
(Goulding et al., 2003). A água é do tipo clara e suas nascentes
se originam na Serra de Acari (Guiana) e Serra de Tumucumaque (Suriname), sobre rochas do
Pré-Cambriano nos maciços cristalinos das Guianas. Ao longo de seu curso o rio Trombetas
10
percorre duas regiões geológicas distintas; o alto/médio Trombetas percorre o escudo
cristalino; e o baixo Trombetas percorre a bacia sedimentar da Formação Barreiras (Sinéclise
do Amazonas) (Brasil, 1975; 1976).
Em seu curso superior e médio o rio percorre duas unidades morfo-estruturais, a
Depressão Interplanáltica do Sul das Guianas e o Planalto Dissecado Norte da Amazônia
(Brasil, 1975). A primeira tem altitudes médias entre 100 e 200m e uma elevada densidade de
drenagem que resultou em dissecação da área com a formação de relevo predominantemente
colinoso, com rios em vales encaixados. Já o Planalto Dissecado Norte da Amazônia tem
relevo elevado, com altitudes entre 400 e 600m e sofreu processos erosivos que resultaram em
um relevo de formas mais diversificadas, como topos aplainados (interflúvios tabulares),
cristas com vertente ravinadas e colinas (Brasil, 1975). Nestes trechos o rio é encaixado e
apresenta uma série de quedas d`água e corredeiras ao longo de seu curso. O nível da água é
controlado pelas chuvas, o leito é de fundo arenoso ou rochoso, com secção triangular ou
retangular, com numerosas ilhas e quase ausência de lagos marginais (Ferreira, 1993).
O baixo Trombetas, que compreende o segmento que vai da Cachoeira Porteira até sua
foz, percorre a unidade morfo-estrutural do Planalto Dissecado Rio Trombetas-Rio Negro
(Brasil, 1976). Neste trecho as quedas d`água e corredeiras desaparecem e o gradiente
topográfico é pequeno, formando várias áreas alagadas, sendo seu segmento mais inferior
fortemente influenciado pelo nível das águas do rio Amazonas (Ferreira, 1993). O fundo do
leito passa a ser arenoso, com secção transversal retangular, e as ilhas no meio do rio são
poucas; no entanto, durante o período da seca, grandes praias de areia ficam expostas, também
se encontra grande quantidade de lagos de planície de inundação (Ferreira, 1993). A área
estudada compreende um trecho de 70 km de extensão, tendo a localidade de Porto Trombetas
como centro, no município de Oriximiná (PA), e abrangendo parte da Reserva Biológica do
rio Trombetas (Figura 2). O ambiente aquático da calha do baixo rio Trombetas caracteriza-se
por transparência da coluna d’água entre 1 e 2,5 m, pH variando entre 5,5 e 7,5 e valores de
condutividade que variam de 8 a 17 µS/cm (Ferreira et al., 2006), tem baixa concentração de
nutrientes (Guenther & Bozelli, 2004) típico de ambientes oligotrófico.
O clima é do tipo tropical de monção (xeroquimênico, segundo classificação de
Gaussen; tipo Aw segundo Köppen), com um período seco no inverno e um período úmido
com chuvas torrenciais no verão, a amplitude anual de temperatura média não ultrapassa 5
o
C
(Brasil, 1976). A vegetação é composta por Floresta Tropical Densa do tipo Floresta
Submontana (Brasil, 1976) e seu ciclo hidrológico divide-se em um período de cheia de
11
março a agosto e seca de setembro a fevereiro com uma variação anual no nível da água de
cerca de 10 m (Ferreira, 1993; Goulding et al., 2003; Ferreira et al., 2006).
Figura 2: Área de estudo no rio Trombetas. (Figura da bacia do rio Trombetas modificada de Brasil,
(1975; 1976); figura do trecho de rio estudado retirado de Ferreira et. al. (2006)).
4.2.Amostragem e triagem das amostras
As amostras de peixes associados a bancos de herbáceas foram obtidas originalmente
como parte de estudos independentes realizados nos rios Araguaia e Trombetas. No rio
Araguaia, as coletas foram realizadas trimestralmente entre fevereiro e novembro de 2000.
Foram amostrados bancos de herbáceas aquáticas, constituídos principalmente por capim-
membeca (Paspalum sp.), distribuídos em ambientes lóticos (rio Araguaia e rio do Côco) e
lênticos (lagos Naru, Ariranhas, Casé e Santa Fé), ao longo dos cerca de 72 km de extensão
Porto
Trombetas
70 km
12
que compreendem o Parque Estadual do Cantão. A obteção de amostras em todas as épocas
do ciclo hidrológico foi possível somente para os lagos Naru e Ariranhas, as demais amostras
foram obtidas de acordo com a disponiblidade de bancos de herbáceas aquáticas nos
ambientes para cada época. Foram obtidas 16 amostras, distribuídas em quatro épocas
diferentes do ciclo hidrológico, sendo quatro amostras por época.
No rio Trombetas, as coletas foram realizadas bimestralmente entre março de 2005 e
fevereiro de 2006. Foram amostrados bancos de herbáceas aquáticas, também constituídos
principalmente de capim-membeca (Paspalum sp.), distribuídos ao longo de 70 km de curso
do rio na região de Porto Trombetas, município de Oriximiná. Foram obtidas 56 amostras,
distribuídas em seis épocas diferentes, sendo dez amostras por época, com exceção da
amostragem realizada em março de 2005, na qual foi possível a obtenção de somente seis
amostras em função da baixa quantidade de bancos de capim.
Devido aos desenhos amostrais terem sido diferentes nos dois ambientes, foi
necessário a adoção de um procedimento para seleção das amostras a serem incluídas no
presente estudo comparativo. Para que as amostras fossem comparáveis, foi realizada a
seguinte seqüência de procedimentos: 1) a fim de se ter amostras temporais comparáveis entre
os dois ambientes, foram utilizadas apenas as amostras nas épocas de cheia, vazante, seca,
enchente (Figura 3), observando-se a curva de nível d’água referente ao ciclo hidrológico nos
dois rios; e 2) de modo a manter um esforço de amostragem comparável entre os ambientes
por época do ciclo hidrológico, das 56 amostras disponíveis para o rio Trombetas, foram
sorteadas 16 amostras, sendo quatro para cada uma das épocas pré-definidas.
Nos dois ambientes as coletas foram realizadas utilizando-se uma rede-de-cerco com
10 m de comprimento por 3 m de altura e malha de 5 mm, e cada amostra foi constituída pela
combinação de três sub-amostras (três lances de rede). As amostras foram obtidas cercando-se
uma parte de um banco de herbáceas e recolhendo-a para a canoa. Após a retirada das
herbáceas, os peixes capturados foram fixados em campo com solução de formalina a 10%,
posteriormente no laboratório os exemplares foram lavados em água corrente e transferidos
para recipientes com álcool 70% para sua conservação.
No Laboratório de Sistemática e Ecologia de Peixes, da Coordenação de Pesquisas em
Biologia Aquática (CPBA) do Instituto Nacional de Pesquisas da Amazônia (INPA), os
peixes foram identificados ao nível taxonômico mais preciso possível com o auxílio de chaves
para identificação e de especialistas. Cada espécie teve sua abundância (número de
exemplares) e biomassa (soma dos pesos individuais) determinadas por amostra. Exemplares-
testemunho de cada espécie foram depositados na Coleção de Peixes do INPA.
13
Figura 3: Ciclo hidrológico dos rios estudados. A- Ciclo hidrológico do rio Araguaia no ano de 2000,
medidas obtidas para o lago Casé (figura modificada de Zuanon et al., 2004). B- Ciclo hidrológico do
rio Trombetas nos anos de 2005/06 (figura retirada de Ferreira et al., 2006). As elipses indicam as
épocas de obtenção das amostras selecionadas para análise no presente estudo.
4.3. Composição da fauna de peixes
A composição da assembléia de peixes foi verificada a partir da riqueza específica,
determinada pelo número de espécies capturadas por local e época do ciclo hidrológico. A
importância dos grupos de peixes (ordens, famílias e espécies) foi determinada a partir dos
valores de abundância para cada uma dessas categorias taxonômicas.
Uma curva acumulativa de espécies do tipo “Mao Tau” (Cowlell et al., 2004) foi
plotada para cada local, considerando-se a riqueza específica em função do número de
amostras, com o uso de amostras randomizadas.
O número estimado de espécies em biótopos de herbáceas aquáticas em cada rio, com
base no esforço de coleta empregado foi obtido pelo método Jackknife de primeira ordem
(Palmer, 1990; Chiaruccio et al., 2003) pela fórmula:
(
)
nnrSOJACK /111 −+=
onde,
SO = número de espécies observadas;
n = número de amostras;
r1 = número de espécies presentes em somente uma amostra.
A similaridade entre os conjuntos de espécies entre os dois rios e nas épocas de cheia,
vazante, seca e enchente, foi verificada por meio de análise de ordenação das amostras por
Escalonamento Multidimensional Não-métrico (NMDS) (Kenkel & Orlóci, 1986), em função
da composição de espécies, tanto pelos dados de abundância quanto presença/ausência. No
A B
14
entanto, devido a uma grande parte das espécies possuírem até 10 exemplares (63,2% no rio
Araguaia e 67,6% no rio Trombetas), e terem ocorrência em apenas duas amostras (63,9% das
espécies no rio Araguaia e 65,7% das espécies no rio Trombetas), optou-se por fazer as
análises da composição somente com as espécies que tivessem número de exemplares maior
ou igual a 10 e ocorrência em três ou mais amostras em cada rio. Desta forma foram
comparados os conjuntos de espécies que representassem a fauna de peixes no biótopo de
herbáceas aquáticas nos dois locais, reduzindo a variância dos dados pela presença de
espécies raras ou ocasionais.
Para os dados quantitativos foi usado o índice de dissimilaridade de Bray-Curtis, e
para os dados qualitativos (presença/ausência) foi usado o índice de similaridade de Jaccard.
Testes de Monte Carlo foram realizados para verificar a significância (p ≤ 0,05) dos eixos
gerados pela análise de ordenação, em relação às combinações de valores gerados ao acaso,
por meio de 1.000 permutações aleatórias.
Para se determinar a relação das variáveis independentes (local e época) e a
composição de espécies (abundância das espécies e presença/ausência) e também verificar se
nas análises de espaço e tempo deveriam ser feitas juntamente ou separadamente, foi realizada
uma Análise de Variância Multivariada (MANOVA), pelo modelo:
Eixo 1, Eixo 2 (NMDS, Composição*) = constante + local + época
*presença/ausência e abundância das espécies
4.4. Estrutura trófica das assembléias: obtenção e análise dos dados
Para determinação da estrutura trófica da assembléia de peixes, as espécies foram
enquadradas em categorias tróficas. As categorias tróficas às quais as espécies pertencem
foram determinadas com base nos valores do Índice Alimentar (IA), obtidos por meio da dieta
das espécies, a partir da análise de conteúdo estomacal.
A análise de conteúdo estomacal foi realizada somente nas espécies com número total
de exemplares maior que seis, sendo analisados até dez peixes por espécie e por época.
Quando necessário, peixes de amostras extras (ou seja, obtidas nos mesmos locais e épocas,
mas que não faziam parte das amostras padronizadas) foram analisados, de modo a tornar
mais seguras as informações sobre dieta das espécies. Além disso, quando o estômago de um
exemplar encontrava-se vazio, um segmento da porção anterior do intestino era analisado.
Variações ontogenéticas na dieta não foram desconsideradas devido à baixa variância
entre tamanhos dos indivíduos da mesma espécie, ou, em caso contrário, o baixo número de
15
exemplares para uma determinação segura de mudanças na dieta resultantes do tamanho. Os
itens alimentares foram identificados ao nível taxonômico mais preciso possível com a ajuda
de especialistas e com uso de literatura especializada (Pennack, 1978; Merrit & Cummins,
1996; Elmoor-Loureiro, 1997).
Para determinação da dieta das espécies foi utilizada uma combinação de dois
métodos: volume relativo dos itens alimentares, realizado por meio de avaliação visual
seguindo o protocolo de Goulding et al. (1988) e Ferreira (1993); e freqüência de ocorrência
(Hyslop, 1980).
Após a abertura dos estômagos e antes da análise de conteúdo estomacal, foi estimado
o grau de repleção (GR), de modo que a avaliação visual do volume relativo pudesse ser
corrigida. O GR foi padronizado em valores percentuais: 0% = vazio; 10% = quando o
volume do estômago apresentava até 10% de alimento; 25% = quando o volume do estômago
apresentava de 10 a 25% de alimento; 50% = quando apresentava de 25 a 50%; 75% =
quando apresentava de 50 a 75% e 100% = quando o estômago estava totalmente cheio
(adaptado de Goulding et al., 1988).
O volume relativo de cada item alimentar foi calculado pela estimativa da abundância
relativa de cada item em relação ao volume total do conteúdo estomacal, considerado como
100%. Estes valores foram multiplicados pelo grau de repleção do estômago, de modo a
corrigir os erros decorrentes dos diferentes graus de enchimento dos estômagos (Soares,
1979).
A freqüência de ocorrência (FO) dos itens alimentares foi determinada de acordo com
Hyslop (1980), segundo a fórmula:
100×=
n
ni
FO
Onde,
FO = Freqüência de Ocorrencia;
ni = número de estômagos com item i;
n= número de estomagos com alimento
A dieta foi determinada a partir dos dados de análise de conteúdo estomacal, com o
cálculo do IA conforme Kawakami & Vazzoler (1980), em que os dados de freqüência de
ocorrência e volume relativo foram combinados na fórmula:
∑
×
×
=
ViFi
ViFi
IA
16
onde,
IA = Índice Alimentar;
Fi = Freqüência de ocorrência do item i;
Vi = Volume relativo do item i.
A partir da obtenção da dieta alimentar, foram determinadas as categorias tróficas às
quais as espécies pertencem com base nos valores do Índice Alimentar. O enquadramento das
espécies nas categorias tróficas foi definido com base na participação do item alimentar na
dieta, considerando os valores de IA ≥ 60% (Ferreira, 1993). Foram determinadas as seguintes
categorias: detritívoros; herbívoros (≥ 60% da dieta foi composta por estruturas vegetais de
Fanerógamas); perifitívoros (≥ 60% da dieta foi composta por algas perifiticas); onívoros
(quando nenhum tipo de recurso, de origem animal ou vegetal, atingiu sozinho ≥ 60% da
dieta); insetívoros (≥ 60% da dieta foi composta por insetos aquáticos e terrestres);
invertívoros (≥ 60% da dieta foi composta por invertebrados em geral incluindo insetos, mas
sem prefenrência por estes); zooplanctívoros (≥ 60% da dieta foi composta por zooplâncton);
carnívoros generalistas (≥ 60% do IA foi composto por diversos tipos de recursos de origem
animal, como invertebrados e vertebrados); e piscívoros (≥ 60% da dieta foi composta por por
peixes, larvas de peixes ou nadadeiras e escamas). A importância das categorias tróficas foi
avaliada a partir dos dados de biomassa, total de exemplares, e riqueza de espécies em cada
categoria, para cada local e período de amostragem.
A similaridade da estrutura trófica das assembléias de peixes nos bancos de capim, nos
dois rios e nas quatro épocas foi verificada por uma análise de ordenação por Escalonamento
Multidimensional Não-Métrico (NMDS) (Kennel & Orlóci, 1986). Para a análise foram
consideradas as informações sobre a abundância em número de exemplares e biomassa por
categoria trófica (dados linearizados pela equação log
10
+1) e a proporção de espécies por
categoria trófica por amostra, a partir de matrizes de dissimilaridade calculadas com o uso do
índice de Bray-Curtis. Testes de Monte Carlo foram realizados para verificar a significância
(p ≤ 0,05) dos eixos gerados pela análise de ordenação, em relação às combinações de valores
gerados ao acaso, por meio de 1.000 permutações aleatórias.
Para determinar a relação entre as variáveis independentes (local e época) e as varáveis
dependentes (abundância em exemplares, biomassa e proporção de espécies por categoria
trófica), além de se verificar se nas análises de espaço e tempo deveriam ser feitas juntamente
ou separadamente, foi realizada uma Análise de Variância Multivariada (MANOVA), pelo
modelo:
Eixo 1, Eixo 2 (NMDS, Categorias tróficas*) = constante + local + época
17
* Abundância em número de exemplares, biomassa e proporção de espécies por
categoria trófica.
4.5. Atributos das teias alimentares
Para cada amostra de cada local e época foi gerada uma teia alimentar entre os peixes
e suas presas (uma matriz do tipo consumidor vs. recurso consumido; ou predador vs. presa
(Paine, 1988; Hall & Raffaelli, 1993)), utilizando-se critérios padronizados.
Foram consideradas somente as espécies cuja dieta pode ser determinada pela análise
de conteúdo estomacal e somente os elos tróficos (trophic links) observados pela análise de
conteúdo estomacal e que representassem pelo menos 1% do IA. Relações de piscivoria,
incluindo lepidofagia, espécie-específica não foram investigadas, desta forma, de modo a não
superestimar o número de interações, cada evento de piscivoria foi considerado como sendo
uma única interação. Todos os recursos alimentares utilizados pelas espécies, com exceção
daqueles classificados como “insetos não identificados” e “outros”, foram considerados
(Anexo 1).
Para cada teia alimentar gerada, foram medidos os seguintes atributos:
O número de elementos tróficos na teia: soma do número total de espécies de peixes e
recursos alimentares (Anexo 1). Também pode ser utlizada como uma medida de
complexidade da teia;
O número total de elos tróficos (L): número total de interações tróficas entre um
consumidor e um recurso que é consumido (que pode ser uma presa ou
produtores/detrito). Neste trabalho foram considerados somente os elos tróficos entre as
espécies de peixes que compõem as assembléias e os grupos tróficos formados pelos
recursos alimentares;
Densidade de elos tróficos: proporção de elos tróficos por espécie, obtida pela divisão do
número de elos tróficos na teia pelo número de elementos tróficos. É uma medida do
número médio de interações que cada espécie está realizando;
Conectividade: é uma medida de complexidade das teias alimentares, ou o grau com que
as espécies interagem na teia. Ela representa a fração do número de elos tróficos
realizados pelo número de interações tróficas possíveis. Os valores podem variar de 0
(quando nenhuma espécie preda outra espécie) a 1 (quando todas as espécies se predam
mutuamente, incluindo o canibalismo) (Romanouk et al., 2006). Quanto menor o valor,
18
mais desconectada ou simples é a teia; quanto maior o valor, mais conectada ou complexa
é a teia. A conectividade pode ser obtida pela fórmula (Paine, 1988; Pimm et al., 1991):
C= 2 x L/S(S-1)
onde,
C= conectividade;
L= número total de elos tróficos;
S= número de elementos tróficos na teia.
Para avaliar se houve influência significativa das variáveis independentes (local e
época) sobre a estrutura das teias alimentares, com base nas variáveis dependentes
(elementos tróficos na teia, total de elos tróficos, densidade de elos e conectividade), foram
utilizadas Análises de Variância Multivariada (MANOVA). No caso de influência
significativa das variáveis indepentes sobre as dependentes foi utilizada uma Análise de
Variância (ANOVA) para cada variável dependente, com teste a posteriori de Tukey (Zar,
1999).
Foi confeccionado um diagrama de teias alimentares para cada época. Nestas, estão
ilustrados somente os elos tróficos cujo IA teve valor maior que 5% e freqüência de
ocorrência em pelo menos um terço das espécies que compõem uma determinada categoria
trófica. Todas as espécies foram agrupadas em compartimentos (representados pelas
categorias tróficas e grupos tróficos) de acordo com suas semelhanças em “presas” e
“predadores”. Os recursos alimentares utilizados pelas principais presas dos peixes ilustrados
nas teias alimentares (insetos aquáticos, insetos terrestres, camarões, moluscos, zooplâncton,
cladocera, conchostraca e larvas de peixes) foram obtidas por meio de informações
bibliográficas, e não foram considerados nos cálculos dos atributos das teias alimentares. Uma
vez que relações de piscivoria, incluindo lepidofagia, não foram investigadas, para fins
ilustrativos, todas as espécies de peixes foram consideradas como presas potenciais.
19
5. RESULTADOS
5.1. Composição das assembléias de peixes e variações temporais
No rio Araguaia foram capturados 2692 peixes, distribuídos em sete ordens, 24
famílias e 125 espécies (Anexo 2). A riqueza variou de 11 a 50 espécies por amostra. O
método Jackknife estimou 171 espécies, o que indica que aproximadamente 73% do total de
espécies esperadas para aquele local e biótopo foram capturadas. O grupo predominante foi
Characiformes com 76 espécies e 60,8% dos exemplares, seguido por Perciformes (16 spp. e
12,8%), Siluriformes (15 spp. e 12%) e Gymnotiformes (14 e 11,2%). As demais ordens,
Synbranchiformes, Beloniformes e Cyprinodontiformes, foram representadas, juntas, por
quatro espécies e 3,2% da abundância de peixes.
No rio Trombetas foram capturados 3041 peixes, distribuídos em nove ordens, 22
famílias e 94 espécies (Anexo 3). A riqueza de espécies por amostra variou de seis a 36. O
método Jackknife estimou uma riqueza de 137 espécies, e as 94 espécies capturadas
representaram 69% do total de espécies estimadas para aquele local e biótopo. Assim como no
rio Araguaia, no rio Trombetas predominaram Characiformes, com 53 espécies e 56,4% da
abundância de peixes, e Perciformes, com 16 espécies e 17% dos exemplares. Em seguida
vieram Gymnotiformes (9 spp. e 9,6%), Siluriformes (7 spp. e 7,5%) e Clupeiformes (5 spp. e
5,3%). As demais ordens, Beloniformes, Cyprinodontiformes, Pleuronectiformes e
Synbranchiformes, foram representadas por uma espécie cada e somaram 4,2% dos
exemplares. A curva acumulativa da riqueza de espécies em função do número de amostras
não indicou estabilização para nenhum dos rios Araguaia (Figura 4) e Trombetas (Figura 5).
Characidae foi a família mais rica e abundante nas amostras, tanto no rio Araguaia (53
espécies e 44,9% do total de exemplares, ou 1209 peixes) quanto no rio Trombetas (36
espécies e 62,2% dos exemplares, ou 1891 peixes). A segunda família mais rica e abundante
foi Cichlidae com 16 espécies, 13,2% do total de exemplares (353 peixes) no rio Araguaia e
16 espécies e 16,3% dos exemplares (496 peixes) no rio Trombetas (Figuras 6 e 7). As demais
famílias variaram quanto à importância em riqueza de espécies e abundância de exemplares
entre os dois rios.
20
Figura 4: Curva de rarefação para riqueza de espécies para a assembléia de peixes de biótopo de
herbáceas aquáticas do rio Araguaia. Curva em cor preta é a riqueza inventariada; em cinza, riqueza
esperada a partir do erro padrão considerando-se intervalo de confiança de 95 %.
Figura 5: Curva de rarefação para riqueza de espécies para a assembléia de peixes de biótopo de
herbáceas aquáticas do rio Trombetas. Curva em cor preta representa a riqueza inventariada; em cinza,
riqueza esperada a partir do erro padrão considerando-se intervalo de confiança de 95 %.
21
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
55
Characidae
Cich
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Famílias
Riqueza de espécies
Rio Araguaia Rio Trombetas
Figura 6: Riqueza de espécies por famílias de peixes presentes em bancos de herbáceas aquáticas dos rios Araguaia e Trombetas.
22
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10
20
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Famílias
Abundância relativa (%)
Rio Araguaia Rio Trombetas
Figura 7: Abundância relativa por famílias de peixes presentes em bancos de herbáceas aquáticas nos rios Araguaia e Trombetas.
23
Quanto à composição de espécies das assembléias de peixes nos dois locais, os dois
primeiros eixos da ordenação explicaram a maior parte da variância dos dados (r
2
= 0,604 para
a abundância e r
2
= 0,694 para presença/ausência). Tanto a análise de ordenação baseada na
abundância, quanto na presença/ausência das espécies revelaram que o rio Araguaia e o rio
Trombetas têm ictiofaunas pouco semelhantes, formando dois grupos claramente distintos
(Figura 8). O local influenciou significativamente a composição de espécies nas amostras,
tanto para os dados de abundância (MANOVA, Pillai Trace = 0,876; F = 91,985; DF = 2,26; p
= 0,000), quanto para a presença/ausência das espécies (MANOVA, Pillai Trace = 0,857; F =
77,961; DF = 2,26; p = 0,000). Das 58 espécies consideradas nas análises, somente 18 (31%)
ocorreram nos dois rios. A época também influenciou significativamente a distribuição dos
dados de abundância (Pillai Trace= 0,448; F= 2,60; DF= 6,54; p= 0,028), mas não dos dados
de presença/ausência (Pillai Trace= 0,123; F= 0,590; DF= 6,54; p= 0,737).
No rio Araguaia, a riqueza de espécies variou pouco ao longo do ciclo hidrológico,
com 57 espécies na cheia e na enchente, 68 na vazante e 65 na seca; no entanto, a abundância
teve grande variação, com 1302 exemplares na seca e 369 exemplares na cheia. No rio
Trombetas, os valores de riqueza de espécies variaram mais entre as épocas, sendo mais
baixos na cheia e seca (19 e 26 espécies, respectivamente) e mais elevados na enchente (45) e
vazante (60). Os valores de abundância também tiveram forte variação, sendo
expressivamente maiores na vazante com 2294 exemplares, e menores nas demais épocas com
136 exemplares na cheia, 214 na enchente e 397 na seca (Tabela 1).
No rio Araguaia, as espécies mais abundantes, que juntas representaram cerca de 50%
da abundância da assembléia de peixes em cada época, foram: Hemigrammus levis (42
exemplares), Parapristella georgiae (36), Eigenmannia trilineata (29), Cyphocharax
gouldingi (27), Thayeria boehlkei (23); Pygocentrus nattereri (21) e
Metynnis aff.
lippincottianus (18)
na cheia; na vazante, Jupiaba polylepis (69), Eigenmannia cf. virescens
(36), Eigenmannia sp. (35), Crenicichla cf. saxatillis (34), Cyphocharax gouldingi (31);
Mesonauta acora (31);
Brachyhypopomus brevirostris (27); Moenkhausia aff. collettii (27)
e
Moenkhausia dichroura (26)
. Jupiaba polylepis também foi a mais abundante na seca, com 269
exemplares, seguida por Cyphocharax gouldingi (83), Laemolyta petiti (78), Moenkhausia aff.
lepidura (70), Moenkhausia aff. collettii (64); Pyrrhulina aff. brevis (61) e
Mesonauta acora
(53)
; Laemolyta petiti foi a espécie mais abundante na enchente, com 81 exemplares, seguida
de Hypoptopoma gulare (63), Moenkhausia aff. lepidura (39), Chalceus epakros (24),
Eigenmannia cf. virescens (21) e Jupiaba polylepis (20).
24
Figura 8: Ordenação por escalonamento multidimensional não-métrico (NMDS) para os dados de
abundância das espécies (A) e presença e ausência (B). O rio Araguaia está representado por asteriscos
(
*
) e o rio Trombetas por círculos preenchidos (•).
Tabela 1: Valores de riqueza de espécies e abundância de exemplares por época para a assembléia de
peixes em biótopo de herbáceas aquáticas nos rios Araguaia e Trombetas
.
Araguaia Trombetas
Abundância
Riqueza Abundância
Riqueza
Vazante 608 68 2294 60
Seca 1302 65 397 26
Enchente
413 57 214 45
Cheia 369 57 136 19
Geral
2692 125 3041 94
No rio Trombetas as espécies mais abundantes e que representaram mais de 50% da
abundância da assembléia de peixes em cada época foram: Mesonauta festivus com 57
exemplares, Laetacara curviceps (17) e Moenkhausia sp. 3 (15) na cheia; Phenacogaster sp.
(618), Moenkhausia lepidura (418), Moenkhausia aff. ceros (312) e Mesonauta festivus (167)
na vazante; Moenkhausia aff. ceros (175 exemplares), Hypoptopoma gulare (44), Caquetaia
spectabilis (31) e Mesonauta festivus (27) na seca; Moenkhausia lepidura foi a dominante
com 34 exemplares, seguida por Metynnis luna e Mesonauta festivus (19 exemplares cada),
Hoplias malabaricus (16), Leporinus fasciatus (14) e Moenkhausia collettii (11) na enchente.
Em função do forte efeito do local na composição da ictiofauna optou-se por fazer as
análises de variação temporal na composição de espécies separadamente para cada local. Para
o rio Araguaia, os dois primeiros eixos da análise de ordenação (NMDS) explicaram a maior
A
B
25
parte da variância dos dados baseados na abundância em exemplares (r
2
= 0,617) e
presença/ausência das espécies (r
2
= 0,802). Houve influência significativa do período
amostrado na composição de espécies em abundância (MANOVA, Pillai Trace= 0,815; F=
2,753; DF= 6,24; p= 0,035; n= 16), o que não foi verificado com base na presença/ausência
das espécies (Pillai Trace= 0,645; F= 1,903; DF= 6,24; p= 0,122; n= 16).
Nas análise de ordenação da composição de espécies do rio Araguaia, houve uma
grande sobreposição dos conjuntos de amostras referentes às diferentes épocas, para os dados
de abundância (Figura 9A), mas principalmente para presença/ausência (Figura 9B). Das 35
espécies consideradas na análise, 17 ocorreram em todas as épocas. No entanto, de modo
geral, a maior parte das espécies mais abundantes e freqüentes foram menos representativas
na cheia, época em que as amostras se dispersaram.
Para o rio Trombetas, a variância foi resumida em sua maioria pelos dois primeiros
eixos do NMDS, tanto para os dados de abundância (r
2
= 0,609) quanto de presença/ausência
(r
2
= 0,665). Houve uma influência significativa no período de amostragem na composição das
espécies nas amostras, tanto em relação à abundância (MANOVA, Pillai Trace= 1,168; F=
5,611; DF= 6,24; p= 0,001; n= 16) quanto a presença/ausência de espécies (Pillai Trace=
1,362; F= 8,546; DF= 6,24; p< 0,001; n= 16).
A análise de ordenação, baseada na abundância das espécies, (Figura 9C) indicou que
a vazante foi o período que se diferenciou. O padrão temporal foi mais forte para os dados de
presença/ausência das espécies (Figura 9D). Das 28 espécies consideradas na análise, apenas
cinco ocorreram em todas as épocas e as amostras de enchente, vazante e seca formam grupos
claramente distintos. As amostras de cheia são as que apresentaram maior dispersão.
5.2. Estrutura trófica das assembléias de peixes e variações temporais
No rio Araguaia foi possível analisar a dieta de 59 espécies, o que representou 46,45%
da assembléia de peixes representada nas amostras. No rio Trombetas foram analisadas 40
espécies ou 41,5% da assembléia de peixes. O uso dos itens alimentares pelos peixes resultou
na classificação das espécies em nove categorias tróficas (Anexos 4 e 5), sendo elas:
detritívoros, herbívoros, perifitívoros, invertívoros, insetívoros, zooplanctívoros, piscívoros
carnívoros generalistas e onívoros.
26
Figura 9: Ordenação por escalonamento multidimensional não-métrico a partir dos dados de
abundância das espécies (A- rio Araguaia; C- rio Trombetas) e presença e ausência das espécies (B-
rio Araguaia; D- rio Trombetas).
- Detritívoros: quando 60% ou mais do IA foi representado por detrito. Foi considerado como
detrito todo material orgânico finamente particulado em avançado estágio de decomposição e
contendo microorganismos, argila e substâncias inorgânicas;
- Herbívoros: quando 60% ou mais do IA foi representado por sementes e frutos (sementes
de gramíneas, casca, polpa ou frutos inteiros); e restos vegetais: partes de Fanerógamas tanto
terrestres quanto aquáticas como folhas, flores, caules e raízes;
A
B
C D
27
- Perifitivoros: quando 60% ou mais do IA foi representado por algas perifítica. Ocorreram
principalmente por algas dos grupos Bacillaryophyceae e Chlorophyceae;
- Invertívoros: quando 60% ou mais da dieta foi composta por invertebrados em geral (i.e.
incluindo insetos e/ou outros invertebrados). Além dos insetosforam encontrados outros
invertebrados pertencentes a táxons de habito litorâneo que podem habitar o fundo ou
vegetação aquática na margem dos ambientes aquáticos como: Ostracoda, Conchostraca,
Hidracarina (família Hydrachnoidae), Cladocera (famílias Chydoridae e Macrothricidae),
ovos de resistência de Cladocera e Copepoda (Harparctycoida); e Arachnida: aranhas ou
ácaros terrestres inteiros ou em pedaços;
- Insetívoros: quando 60% ou mais do IA foi representado exclusivamente por insetos,
fossem eles terrestres, aquáticos ou não identificados. Os insetos aquáticos encontrados
foram: formas imaturas (larvais, de pupa, de ninfa ou de náiade) de Chironomidae,
Ceratopogonidae, Lepidoptera, Coleoptera, Trichoptera, Ephemeroptera, Neuroptera, adultos
de Coleoptera, Hemiptera e Collembola. Entre os insetos terrestres ocorreram: formas adultas
de Diptera, Coleoptera, Hymenoptera, Orthoptera, Psocoptera. Os insetos não identificados
foram representados por fragmenos de insetos ou insetos (em especial indivíduos da ordem
Coleoptera) cuja identificação ou origem (terrestre ou aquática) não puderam ser
determinadas;
- Zooplanctívoros: quando 60% ou mais da dieta foi composta por zooplâncton; O
zooplâncton foi representado basicamente por microcrustáceos planctônicos, como os
Cladocera (Ceriodaphnia, Bosmina, Bosminopsis, Diaphanosoma, Moina) e os Copepoda
(Calanoida e Cyclopoida);
- Piscívoros: quando 60% ou mais da dieta foi composta por peixes (pedaços de músculo ou
peixes inteiros); escamas/nadadeiras de peixes; e/ou larvas de peixes: peixes em estágio de
desenvolvimento larval. Foram representados principalmente por Characiformes;
- Carnívoros generalistas: quando 60% ou mais da dieta foi composta por diversos tipos de
recursos de origem animal, como invertebrados e vertebrados; Entre os vertebrados
ocorreram camarão, larvas ou indivíduos adultos da família Palaemonidae e moluscos,
representados por Ampullariidae (Pomacea), Planorbiidae e Hydrobiidae.
- Onívoros: quando não ocorreram preferências alimentares; nenhum tipo de recurso, de
origem animal ou vegetal, atingiu sozinho 60% ou mais da dieta;
Insetívoros e onívoros foram as categorias com maior número de espécies e mais
elevados valores de abundância nas assembléias de peixes nos bancos de herbáceas aquáticas,
nos dois ambientes. No entanto, os onívoros predominaram em riqueza de espécies e os
28
insetívoros em abundância nas assembléias no rio Araguaia, enquanto que no rio Trombetas,
insetívoros e onívoros tiveram mesma riqueza de espécies e os onívoros dominaram em
abundância (Tabela 2). A única categoria trófica a ocorrer somente em um local foi a dos
zooplanctívoros, no rio Araguaia. Em geral, os valores de riqueza de espécies e abundância
para quase todas as categorias foram mais elevados no rio Araguaia, com exceção dos valores
de abundância e biomassa para os onívoros e riqueza e abundância para os perifitívoros
(Tabela 2).
Tabela 2: Abundância, riqueza específica, proporção relativa da riqueza específica (%) e biomassa (B)
em gramas (g) por categoria trófica das assembléias de peixes em bancos de herbáceas aquáticas nos
rios Araguaia e Trombetas.
Categorias
Tróficas
Araguaia Trombetas
Abundância Riqueza % B Abundância Riqueza % B
Insetívoros 818 14 23,73 2717,38 255 12 30,00 2848,02
Detritívoros 357 8 13,56 1291,95 162 4 10,00 623,98
Carnívoros
generalistas
84 2 3,39 661,96 72 1 2,50 2584,39
Invertívoros 366 8 13,56 672,64 162 3 7,50 1308,13
Onívoros 588 16 27,12 3447,96 2149 12 30,00 4784,56
Piscívoros 126 4 6,78 2122,69 33 2 5,00 145,72
Herbívoros 101 3 5,08 1177,15 20 3 7,50 171,72
Perifitívoros 15 2 3,39 35,57 30 3 7,50 9,82
Zooplanctívoros 47 2 3,39 18,01 - - - -
A análise de ordenação comparando a estrutura trófica das assembléias a partir dos
dados de abundância (Figura 10), biomassa (Figura 11) e da proporção na riqueza de espécies
(Figura 12), capturou a maior parte da variância dos dados nos dois primeiros eixos (r
2
=
0,896, r
2
= 0,890 e r
2
= 0,819, respectivamente) e indicou que os rios Araguaia e Trombetas
têm estruturas funcionais pouco semelhantes. Local e época influenciaram significativamente
a estrutura trófica para valores em abundância (MANOVA, local: Pillai Trace = 0,529; F =
14,572; DF = 2,26, p < 0,001; época: Pillai Trace = 0,653; F = 4,366; DF = 6,54; p = 0,001) e
biomassa (MANOVA, local: Pillai Trace = 0,593; F = 18,937; DF = 2,26; p < 0,001; época:
Pillai Trace = 0,802; F = 6,019; DF = 6,54; p < 0,001). No entanto, para os valores em
proporção na riqueza de espécies por categoria trófica, somente o local influenciou
(MANOVA, local: Pillai Trace = 0, 673; F = 26,759; DF = 2,26; p < 0,001; época: Pillai
Trace = 0,369; F = 2,039; DF= 6,54; p = 0,076).
29
Figura 10: Ordenação por escalonamento multidimensional não-métrico para a estrutura trófica a partir
dos dados de adundância em peixes para cada categoria trófica
Em função do forte efeito do local na ordenação das amostras, para se analisar a
variação temporal na estrutura tróficas das assembléias em cada local optou-se por fazer as
análises de variância multivariada separadamente. Nestas análises, o período de amostragem
influenciou a ordenação das amostras para cada local, para dados de abundância (Araguaia:
Pillai Trace = 0,814; F = 2,744; DF = 6,24; p = 0,036; Trombetas: Pillai Trace = 0,950; F =
3,622; DF = 6,24; p = 0,011), biomassa (Araguaia: Pillai Trace = 1,136; F = 5,260; DF =
6,24; p = 0,001; Trombetas: Pillai Trace = 0,979; F = 3,838; DF = 6,24; p = 0,008) e
proporção na riqueza espécies por categoria trófica (Araguaia: Pillai Trace = 0,811; F = 2,728;
DF = 6,24; p = 0,036; Trombetas: Pillai Trace = 0,844; F = 2,922; DF = 6,24; p = 0,028).
30
Figura 11: Ordenação por escalonamento multidimensional não-métrico para a estrutura trófica a partir
dos dados de biomassa para cada categoria trófica.
A estrutura trófica variou entre os rios e ao longo do ciclo hidrológico (Tabela 3),
embora onívoros e insetívoros tenham sido os grupos dominantes, e insetos aquáticos e detrito
os principais recursos utilizados em praticamente todas as épocas nos dois rios. No rio
Araguaia o número de categorias tróficas variou de nove na cheia a seis na seca, enquanto no
rio Trombetas na vazante oito categorias estiveram presentes e na cheia somente quatro
categorias tróficas ocorreram.
Na cheia, no rio Araguaia, os insetívoros dominaram tanto em biomassa, quanto em
abundância e riqueza; a espécie com maior biomassa foi Synbranchus sp. e a mais abundante
foi Hemigrammus levis. Detritívoros, herbívoros e perifitívoros estiveram presentes (Figura
13). No rio Trombetas, os onívoros dominaram em biomassa, abundância e riqueza, e a
espécie mais representativa foi Mesonauta festivus. Os insetívoros compuseram o segundo
grupo mais representativo em biomassa, e os perifitívoros o segundo grupo mais importante
em abundância (Figura 14).
A vazante foi o período com os maiores valores de biomassa, abundância e riqueza de
espécies, tanto para o rio Araguaia quanto para o rio Trombetas. No Araguaia, os insetívoros
31
dominaram em biomassa e abundância e os onívoros em riqueza. Os perifitívoros não
estiveram presentes e a biomassa de herbívoros e detritívoros aumentou consideravelmente
em relação à cheia (Figura 15). No rio Trombetas, os onívoros dominaram em biomassa e
abundância, sendo Hypselecara temporalis a espécie com maior valor de biomassa e
Phenacogaster sp. a com maior valor de abundância; os insetívoros dominaram em riqueza de
espécies (Figura 16).
Figura 12: Ordenação por escalonamento multidimensional não-métrico para a estrutra trófica a partir
ds dados de proporção na riqueza específica por categoria trófica.
Na seca no rio Araguaia, embora os grupos dominantes continuassem sendo os
onívoros e os insetívoros, ocorreram os maiores valores de riqueza e biomassa de piscívoros,
sendo a segunda maior biomassa. O piscívoro dominante em biomassa foi Hoplias
malabaricus, e, em abundância, Roeboides cf. thurni. A seca foi a única época em que a
biomassa de herbívoros foi mais representativa que a de detritívoros, embora esta categoria
trófica tenha sido mais rica e abundante (Figura 17). No rio Trombetas, apenas 16 espécies de
peixes estiveram presentes na seca, representando cinco categorias tróficas. Os insetívoros
também dominaram em biomassa e riqueza, e os onívoros em abundância. A seca foi a época
32
com maior biomassa de detritívoros, sendo a espécie mais representativa Hypoptopoma
gulare (Figura 18).
Na enchente no rio Araguaia os onívoros dominaram em biomassa abundância e
riqueza, e a espécie mais representativa foi Laemolyta petiti. Detritívoros compuseram o
segundo grupo em biomassa e abundância, onde Hypoptopoma gulare foi a espécie mais
representativa (Figura 19). No rio Trombetas, o período de enchente foi dominado pelos
insetívoros em biomassa e os onívoros em abundância, e as riquezas foram similares para os
dois grupos (Figura 20).
Considerando-se os atributos das teias alimentares a época teve maior influência sobre
os atributos das teias alimentares que o local (MANOVA, época: Pillai Trace = 0,961; F =
3,064; df = 12, 78; p= 0,001; local: Pillai Trace = 0,299; F = 2,562; df = 12, 78; p= 0,064). No
entanto a época influenciou os atributos das teias alimentares de forma significativa para o rio
Trombetas (MANOVA, Pillai Trace = 1,631; F = 3,275; df = 12, 35; p= 0,003), mas não para
o rio Araguaia (MANOVA, Pillai Trace = 0,859; F = 1,104; df = 12, 33; p= 0,389) (Tabela 4).
Somente a conectividade não foi influenciada de forma significativa pelo local e/ou
época, para os demais atributos das teias alimentares local e/ou época influenciaram (Tabela
5). O total de elos tróficos e densidade de elos tróficos das teias alimentares diferiu
significativamente na interação dos fatores local*época, o número de elementos tróficos na
teia foi diferente entre os locais e entre as épocas somente para o rio Trombetas. (Tabelas 5, 6
e 7). Em geral, os valores médios para o número de elementos tróficos na teia, o total de elos
tróficos e densidade de elos tróficos foram menores no rio Trombetas, e o período de vazante
a principal época a se diferenciar das demais, com os maiores valores médios de número de
elementos tróficos na teia e o total de elos tróficos e densidade de elos (Tabela 9).
33
Tabela 3: Valores de abundância, riqueza de espécies e biomassa (gramas) por categoria trófica, por
época do ciclo hidrológico e local para as assembléias de peixes em biótopo de herbáceas aquáticas
(Paspalum sp.). A = Araguaia; T = Trombetas.
Categorias Tróficas
CHEIA VAZANTE SECA ENCHENTE
A T A T A T A T
Carnívoros
generalistas 7 - 38 38 32 31 7 3
Detritívoros 43 - 76 104 153 58 85 -
Herbívoros 10 - 21 17 60 - 10 3
Insetívoros 126 5 183 178 429 21 80 51
Invertívoros 49 6 124 115 151 7 42 34
Onívoros 35 93 97 1727 337 251 119 78
Perifitívoros 13 24 - 6 - - 2 -
Piscívoros 11 - 11 25 84 - 25 8
Abundância
Zooplanctívoros 36 - 11 - - -
-
Carnívoros
generalistas 1 - 2 1 1 1 2 1
Detritívoros 5 - 4 3 6 3 6 -
Herbívoros 2 - 2 3 3 - 2 1
Insetívoros 12 3 11 11 10 4 8 8
Invertívoros 4 1 7 3 5 2 2 3
Onívoros 6 6 11 9 10 5 11 8
Perifitívoros 2 2 - 1 - - 1 -
Piscívoros 3 - 2 1 4 - 3 1
Riqueza
Zooplanctívoros 1 - 1 - - - - -
Carnívoros
generalistas 1,09 - 325,89 2222,09 283,29 359,49 51,69 2,81
Detritívoros 31,74 - 178,78 186,52 522,95 437,46 558,48 -
Herbívoros 9,42 - 128,64 170,73 704,7 - 334,39 0,99
Insetívoros 109,65 53,54 915,96 1775,97 1204,11 550,24 487,66 468,27
Invertívoros 29,41 5,74 328,67 925,54 290,45 360,87 24,11 15,98
Onívoros 41,46 170,43 560,17 4149,73 2083,53 351,2 762,8 113,20
Perifitívoros 12,73 8,21 - 1,61 - - 22,84 -
Piscívoros 23,98 - 524,29 144,00 1359,84 - 225,38 1,54
Biomassa
Zooplanctívoros 14,74 - 3,27 - - - - -
Tabela 4: Resultados do teste F univariado da Análise de Variância Multivariada (MANOVA) para as
épocas do ciclo hidrológico (enchente, cheia, vazante e seca) no rio Araguaia e rio Trombetas a partir
dos atributos das teias alimentares para as assembléias de peixes de bancos de herbáceas aquáticas
(Paspalum sp.) (n= 16).
Elementos na teia
Total de elos
Tróficos
Densidade de
elos tróficos Conectividade
F p F P F p F p
Araguaia
Época 0,820 0,508 2,610 0,100 3,085 0,680 1,220 0,345
Trombetas
Épocas 12,022
0,001
23,226
<0,000
25,409
<0,000
1,296 0,321
34
Tabela 5: Resultados das Análises de Variância (ANOVA) entre locais (rio Araguaia e rio Trombetas)
e épocas do ciclo hidrológico (enchente, cheia, vazante e seca) para os atributos das teias alimentares
para as assembléias de peixes de bancos de herbáceas aquáticas (Paspalum sp.) (n= 32).
FATORES Elementos na teia
Total de elos
Tróficos
Densidade de
elos tróficos Conectividade
F p F P F p F p
Local 9,184
0,005
5,395
0,028
4,011 0,055 4,041 0,054
Época 5,652
0,004
10,899
<0,001
10,346
<0,001
2,512 0,080
Local * época 2,484 0,085 3,288
0,038
5,210
0,006
0,217 0,88
Tabela 6: Matriz para os valores de probabilidade do teste de Tukey para diferenças no número de
elementos tróficos nas teias alimentares entre os locais (rio Araguaia e rio Trombetas) e épocas do
ciclo hidrológico (CH = cheia; VAZ = vazante; SE = seca; ENC = enchente), a partir dos resultados de
Análises de Variâncias (ANOVAs). Valores em negrito indicam diferenças significativas (p < 0,05).
Número de elementos tróficos na teia
LOCAL
Araguaia Trombetas
ÉPOCAS
CH VAZ SE ENC CH VAZ SE ENC
CH
VAZ
0.785
SE
0.995
0.990
Araguaia
ENC
1.000
0.759
0.993
CH
0.114
0.003
0.024
0.125
VAZ
0.785
1.000
0.990
0.759
0.003
SE
0.314
0.014
0.085
0.337
0.998
0.014
Trombetas
ENC
0.998
0.414
0.875
0.998
0.337
0.414
0.675
Tabela 7: Matriz para os valores de probabilidade do teste de Tukey para diferenças no total de elos
tróficos nas teias alimentares entre os locais (rio Araguaia e rio Trombetas) e épocas do ciclo
hidrológico (CH = cheia; VAZ = vazante; SE = seca; ENC = enchente), a partir dos resultados de
Análises de Variâncias (ANOVAs). Valores em negrito indicam diferenças significativas (p < 0,05).
Total de elos tróficos
LOCAL
Araguaia Trombetas
ÉPOCAS
CH VAZ SE ENC CH VAZ SE ENC
CH
VAZ
0.122
SE
0.778
0.875
Araguaia
ENC
1.000
0.142
0.819
CH
0.394
<0.000
0.019
0.352
VAZ
0.039
0.999
0.572
0.046
<0.000
SE
0.592
0.001
0.041
0.543
0.999
0.005
Trombetas
ENC
1.000
0.101
0.725
1.000
0.448
0.031
0.650
35
Tabela 8:
Matriz para os valores de probabilidade do teste de Tukey para diferenças na densidade de
elos tróficos teias alimentares entre os locais (rio Araguaia e rio Trombetas) e épocas do ciclo
hidrológico (CH = cheia; VAZ = vazante; SE = seca; ENC = enchente), a partir dos resultados de
Análises de Variâncias (ANOVAs). Valores em negrito indicam diferenças significativas (p < 0,05).
Densidade de elos tróficos
LOCAL
Araguaia Trombetas
ÉPOCAS
CH VAZ SE ENC CH VAZ SE ENC
CH
VAZ
0.236
SE
0.875
0.931
Araguaia
ENC
0.993
0.054
0.442
CH
0.231
<0.000
0.014
0.648
VAZ
0.027
0.958
0.365
0.004
<0.000
SE
0.290
0.001
0.019
0.731
1.000
<0.000
Trombetas
ENC
0.999
0.108
0.648
0.999
0.442
0.010
0.524
Tabela 9: Valores médios dos atributos das teias alimentares para as assembléias de peixes de bancos
de herbáceas aquáticas (Paspalum sp.), para cada época do ciclo hidrológico e local. A = rio Araguaia;
T = rio Trombetas.
ATRIBUTOS CHEIA VAZANTE SECA ENCHENTE
A T A T A T A T
Número de elementos
tróficos na teia
39 23 47 47 43 27 39 36
Total de elos tróficos 68 33 114 123 93 39 69 67
Densidade de elos tróficos 1,90 1,40 2,40 2,61 2,16 1,42 1,74 1,81
Conectividade 0,11 0,12 0,10 0,11 0,10 0,11 0,09 0,10
36
Figura 13: Teia alimentar para o período de cheia no rio Araguaia. As linhas mais largas indicam as
interações com maiores valores de IA; as linhas com traço e ponto ( ) indicam relações de
piscivoria ou lepidofagia, e as linhas pontilhadas ( ) indicam as relações alimentares não estimadas
para as presas dos peixes presentes na teia.
37
Figura 14: Teia alimentar para o período de cheia no rio Trombetas. As linhas mais largas indicam as
interações com maiores valores de IA; as linhas pontilhadas ( ) indicam as relações alimentares não
estimadas para as presas dos peixes presentes na teia.
38
Figura 15: Teia alimentar para o período de vazante no rio Araguaia. As linhas mais largas indicam as
interações com maiores valores de IA; as linhas com traço e ponto ( ) indicam relações de
piscivoria ou lepidofagia, e as linhas pontilhadas ( ) indicam as relações alimentares não estimadas
para as presas dos peixes presentes na teia.
39
Figura 16: Teia alimentar para o período de vazante no rio Trombetas. As linhas mais largas indicam
as interações com maiores valores de IA; as linhas com traço e ponto ( ) indicam relações de
piscivoria ou lepidofagia, e as linhas pontilhadas ( ) indicam as relações alimentares não estimadas
para as presas dos peixes presentes na teia.
40
Figura 17: Teia alimentar para o período de seca no rio Araguaia. As linhas mais largas indicam as
interações com maiores valores de IA; as linhas com traço e ponto ( ) indicam relações de
piscivoria ou lepidofagia, e as linhas pontilhadas ( ) indicam as relações alimentares não estimadas
para as presas dos peixes presentes na teia.
41
Figura 18: Teia alimentar para o período de seca no rio Trombetas. As linhas mais largas indicam as
interações com maiores valores de IA; as linhas com traço e ponto ( ) indicam relações de
piscivoria ou lepidofagia, e as linhas pontilhadas ( ) indicam as relações alimentares não estimadas
para as presas dos peixes presentes na teia.
42
Figura 19: Teia alimentar para o período de enchente no rio Araguaia. As linhas mais largas indicam
as interações com maiores valores de IA; as linhas com traço e ponto ( ) indicam relações de
piscivoria ou lepidofagia, e as linhas pontilhadas ( ) indicam as relações alimentares não estimadas
para as presas dos peixes presentes na teia.
43
Figura 20: Teia alimentar para o período de enchente no rio Trombetas. As linhas mais largas indicam
as interações com maiores valores de IA; as linhas com traço e ponto ( ) indicam relações de
piscivoria e lepidofagia, e as linhas pontilhadas ( ) indicam as relações alimentares não estimadas
para as presas dos peixes presentes na teia.
44
6. DISCUSSÃO
6.1. Composição das assembléias de peixes e variações temporais
Os poucos estudos realizados enfocando as assembléias de peixes em bancos de
herbáceas aquáticas na Amazônia brasileira revelaram uma rica ictiofauna associada a esse
biótopo (Sánchez-Botero & Araujo-Lima, 2001; Petry et al., 2003; Sánchez-Botero et al.,
2003; Prado, 2004). Comparações entre os valores obtidos por esses trabalhos e os obtidos
neste estudo são dificultadas pelo uso diferenciado de padronizações de amostragem. Além
disso, esses trabalhos incluíram mais de um tipo de herbácea aquática, enquanto no presente
estudo o biótopo foi constituído majoritariamente por capim-membeca (Paspalum sp.).
A elevada riqueza de espécies de peixes observada em bancos de herbáceas aquáticas
tem sido atribuída à sua complexidade estrutural (Weaver et al., 1997). Petry et al. (2003)
encontraram uma relação entre a riqueza de espécies de peixes e a complexidade estrutural da
porção subaquática das herbáceas (i.e. um sistemas radicular denso e complexo
estruturalmente), especialmente em bancos de Paspalum repens. Esta relação parece estar
vinculada à predação, uma vez que este é um fator que influencia na distribuição das espécies
de peixes nos sistemas aquáticos, levando estas a selecionar ambientes complexos para
servirem como abrigos (Weaver et al., 1997). Neste sentido, as raízes, folhas e caules das
plantas aquáticas possivelmente servem como barreiras visuais para piscívoros dificultando a
predação (Savino & Stein, 1989). Em adição, as herbáceas aquáticas provêm fontes de
recursos alimentares para as espécies presas, na forma de sementes, partes vegetativas e
invertebrados aquáticos e terrestres associados às plantas (Motta & Uieda, 2006; Higuti et al.,
2007; Thomaz et al., 2008).
No rio Araguaia, a amostragem da assembléia de peixes em biótopo de herbáceas
aquáticas ocorreu numa abrangência maior de tipos de habitats (lagos conectados
permanentemente ou sazonalmente ao rio, remansos presentes no canal principal e um
afluente na região do Parque Estadual do Cantão, o rio do Côco) que no rio Trombetas, o que
pode ter resultado no maior número de espécies capturadas naquele sistema.
Segundo Ward (1998), a diversidade de espécies de um sistema é resultado de
processos de distúrbios e gradientes ambientais agindo em conjunto, resultando em um
retorno (feedback) positivo entre conectividade e heterogeneidade espaço-temporal,
aumentado a diversidade de espécies no ambiente. Apesar da escala temporal de amostragem
45
ter sido similar para as duas áreas de estudo, os habitats não foram os mesmos, o que limita
comparações diretas da riqueza local de espécies nesses dois ambientes.
Embora a composição das assembléias de peixes em bancos de herbáceas aquáticas
nos rios Araguaia e Trombetas tenham sido semelhantes em termos de grandes grupos, sua
composição em espécies foi consideravelmente distinta. Isto possivelmente é explicado pelo
isolamento e baixa conectividade entre as duas bacias estudadas, dado que a composição da
assembléia de um local é um produto de processos locais e regionais.
Enquanto os fatores locais estão relacionados à diversidade de habitats, competição e
predação, por exemplo, os processos regionais são aqueles relacionados ao clima, barreiras de
dispersão e história biogeográfica (Ricklefs, 1987 apud Jackson & Harvey, 1989). Os
processos locais parecem agir principalmente nos padrões de distribuição das espécies nos
ambientes dentro de uma mesma região, enquanto os processos regionais atuam em uma
escala geográfica maior (Tonn et al., 1990). Estes autores realizaram uma comparação entre
as assembléias de peixes de pequenos lagos na região temperada em uma escala
intercontinental, buscando conhecer de que forma os processos locais e regionais
determinavam a estrutura das assembléias de peixes naqueles lagos, e concluíram que as
assembléias de peixes são produtos de uma série de “filtros”, que operam em muitas escalas
espaciais e temporais. Os processos atuando em escala temporal podem ser de longo ou curto
período. Um dos processos em curta escala de tempo a influenciar a estrutura das
comunidades em ambientes de planície de inundação é a dinâmica do pulso de inundação
(Junk et al., 1989), que gera condições ambientais distintas e uma forte variação temporal nas
condições ambientais.
Entre os processos em escala regional, o isolamento de bacias hidrográficas resultante
da história biogeográfica é um importante determinante da composição ictiofaunística local.
Assim, localidades mais próximas compartilham uma maior porção de suas faunas e os
distanciamentos inter-regionais tendem a diminuir a similaridade biológica (Jackson &
Harvey, 1989).
Ao contrário dos demais rios amazônicos que drenam diretamente para a calha
principal do rio Amazonas, a bacia do Araguaia-Tocantins deságua no seu estuário ao lado da
ilha do Marajó. Esse isolamento entre a bacia do Araguaia-Tocantins e os demais afluentes do
rio Amazonas está relacionado com o processo de escavação do canal do rio Amazonas em
direção ao leste, através do vale que separava os planaltos da Guiana e do Brasil e ligando-se
ao oceano Atlântico, ocorrido no período Pleistoceno (Sioli, 1991; Goulding, 1997; Lowe-
McConnell, 1999). Neste sentido, o rio Amazonas pode constituir uma barreira ecológica para
46
muitas espécies de peixes, principalmente as de pequeno porte (Lowe-McConnell, 1999).
Esse fator, juntamente com o isolamento da bacia Araguaia-Tocantins, possivelmente são
responsáveis pelo alto grau de endemismo ocorrente nesta bacia, bem como pela ausência de
espécies comuns ao longo de toda calha do sistema Solimões-Amazonas (e.g. Colossoma
macropomum, Semaprochilodus taeniurus, Rhytiodus spp.) (Santos et al., 2004) e sua baixa
similaridade com a fauna de peixes do rio Trombetas.
No presente estudo, a resposta das espécies à variação temporal do ambiente em
termos de abundância foi similar para os dois rios, com os maiores valores na vazante e seca e
os menores na cheia. O mesmo padrão foi encontrado por Meschiatti et al. (2000) para a
assembléia de peixes em herbáceas aquáticas na bacia do Paraná; por Sánchez-Botero (2000)
e Prado (2004), para dados de biomassa dos bancos de herbáceas aquáticas da Amazônia
Central; e para outros tipos de ambientes no rio Trombetas (Ferreira, 1993; Lin &
Charamaschi, 2005) e no rio Araguaia (Lima, 2003; Zuanon et al., 2004). Estas variações
podem ser explicadas pela dinâmica gerada pelo pulso de inundação sobre as planícies de
inundação e seus componentes biológicos.
Durante o período de enchente/cheia, o ambiente aquático se expande e uma variedade
de habitats se torna disponível, como a floresta inundada, os lagos marginais conectados entre
si e com o rio, e bancos de vegetação aquática (Goulding et al., 1988; Junk & Piedade, 1997).
Neste período, os peixes migram lateralmente dispersando-se por esses ambientes (Cox-
Fernandes, 1997; Saint-Paul et al., 2000). Durante a vazante/seca, algumas espécies deixam as
planícies de inundação e ocupam habitats no canal dos rios, onde ficam concentradas em áreas
restritas e podem ser mais facilmente capturadas (Saint Paul et al., 2000). Neste sentido, como
indicam os altos valores de riqueza, biomassa e abundância constatados na vazante, os bancos
de herbáceas aquáticas parecem desempenhar um importante papel como locais de
alimentação e refúgio para espécies de pequeno porte, que deixam a planície de inundação e
se deslocam para o canal dos rios e lagos quando o nível da água está retrocedendo.
As diferenças temporais mais pronunciadas observadas entre as amostras obtidas no
rio Trombetas em relação àquelas do rio Araguaia, tanto em termos de abundância quanto em
presença ou ausência das espécies, podem ter duas explicações: 1) as coletas no rio Trombetas
foram feitas somente ao longo de sua calha principal, enquanto no rio Araguaia foram
amostrados bancos de capim no canal principal do mesmo, num de seus afluentes (rio do
Côco) e em lagos associado à planície de inundação de ambos rios. Somente poucas espécies
permanecem no canal dos rios durante todo o seu ciclo de vida, e muitas espécies realizam
movimentos migratórios, ocupando a planície de inundação durante um período do ciclo
47
hidrológico para se alimentar, desovar e/ou crescer (Goulding et al., 1988; Ward, 1998;
Lowe-McConnell, 1999). Além disso, os ambientes lênticos tendem a ser temporalmente mais
estáveis, tanto quando se trata do estabelecimento dos bancos e crescimento das herbáceas
aquáticas (Junk, 1973), quanto da disponibilidade de recursos para os peixes (Lowe-
McConnell, 1999); 2) a pronunciada seca que ocorreu no ano de 2005 no rio Amazonas e que
atingiu o baixo rio Trombetas, resultando em elevada mortalidade de peixes (E. Ferreira; J.
Zuanon comum. pess.), pode ter se refletido também na enchente/cheia do ano seguinte. No
período de seca os ambientes aquáticos ficam muito reduzidos, e as condições ambientais se
tornam severas a ponto de provocar elevadas taxas de mortalidade de peixes (Winemiller &
Jepsen, 1998), além de controlarem as populações de herbáceas aquáticas (Junk, 1970; 1973).
6.2. Estrutura trófica das assembléias de peixes e variações temporais
As assembléias podem ser visualizadas tanto em termos taxonômicos como funcionais
(Poff & Allan, 1995). A perspectiva funcional permite a comparação de assembléias
taxonomicamente dissimilares, mesmo quando a composição de espécies muda devido a
fatores biogeográficos atuando em grande escala (Poff & Allan, 1995). Além disso, o uso de
grupos funcionais permite inferir mais diretamente sobre as respostas ecológicas das espécies
às variações ambientais (Hoeinghaus et al., 2006). Neste sentido, as diferentes estruturas
tróficas e das teias alimentares encontradas para as assembléias de peixes entre os bancos de
herbáceas aquáticas dos rios Araguaia e Trombetas, possivelmente se devem a diferenças em
condições ambientais sobre as quais estas assembléias estão submetidas.
A presença de maior diversidade de categorias tróficas, riqueza de espécies (em
especial aquelas de topo da cadeia, como os piscívoros, e basais como os detritívoros e
herbívoros) e teias alimentares com maior número de elementos tróficos, total de elos tróficos
e densidade de elos tróficos, como encontrado para as assembléias de peixes do rio Araguaia,
têm sido sugerido como resultado de prováveis causas naturais ou ecológicas, tais como
produtividade (Giller, 1984; DeAngelis et al., 1996; Lowe-McConnell, 1999; Townsend et
al., 1998) e estabilidade dos ambientes (Kushlan, 1976; Townsend et al., 1998; Lowe-
McConnell, 1999; Poff & Allan, 1995 e Hoeinghaus et al., 2006).
Segundo Giller (1984) habitats mais produtivos permitem maior disponibilidade e
diversidade de recursos, que podem permitir aumento nas especializações da dieta
(diversificação de nicho), permitindo que assembléias mais complexas se desenvolvam. A
48
produtividade dos ecossistemas também tem sido considerada um fator crucial determinando
a estrutura, dinâmica, diversidade das teias alimentares de um local (DeAngelis et al., 1996).
No rio Araguaia, as assembléias de peixes foram amostradas em bancos de herbáceas
aquáticas dos lagos inseridos na planície de inundação do rio. Esses lagos podem apresentam
uma eficiente reciclagem e retenção de nutrientes, que contribui para o aumento da
produtividade local (Lewis, 1987) e são favorecidos ainda pelos processos migratórios dos
peixes e a entrada de matéria orgânica dissolvida (Junk & Wantzen, 2004). Para Lowe-
McConnell (1999) a maior produtividade gerada pela circulação interna de nutrientes e maior
estabilidade sazonal dos lagos de planície de inundação da região tropical são os principais
fatores que permitiram o desenvolvimento da ictiofauna diversa e com grande especialização
trófica encontrada em lagos na América do Sul, África e Ásia. Tais ambientes apresentam um
padrão de ocorrência de menores valores de produtividade primária nos períodos de
cheia/vazante e maiores na seca/enchente (Junk & Wantzen, 2004). A estabilidade temporal
da produtividade e/ou padrões previsíveis de produtividade também são sugeridos por Giller
(1984) como sendo uma condição de igual ou de maior significância na partilha de recursos e
especialização.
Os piscívoros (incluindo lepidófagos) ocorreram em maior número de espécies e
estiveram presentes durante todo o ciclo hidrológico nos bancos de herbáceas aquáticas do rio
Araguaia, além do número de elementos tróficos nas teias alimentares e total e densidade de
elos tróficos que também foram maiores e se mantiveram estáveis. Ao contrário do ocorrido
no rio Trombetas onde, espécies de hábito alimentar mais especializado como, por exemplo,
piscívoros (incluindo lepidófagos) e detritívoros, estiveram pouco presentes (ou ausentes), e
mesmo Hoplias malabaricus, uma espécies reconhecidamente piscívora, consumiu
principalmente insetos aquáticos. A piscivoria ocorreu principalmente de forma facultativa,
pelo insetívoro Chalceus epakros, o carnívoro generalista Caquetaia spectabilis, o invertívoro
Sternopygus macrurus e o onívoro Hypselecara temporalis. Detritívoros especialistas como
os Curimatidae, abundantes nos bancos de capim do rio Araguaia, foram pouco representados
no rio Trombetas, onde espécies de hábitos generalistas (como os onívoros e insetívoros)
compuseram a maior parte da riqueza.
Os estudos realizados por Kushlan (1976), Poff e Allan (1995) e Hoeinghaus et al.
(2006) sugerem que a estabilidade do ambiente é uma condição importante para as espécies
predadoras de hábito alimentar especializado, todos estes autores encontraram maior número
de espécies de peixes piscívoras em condições de estabilidade ambiental, e maior número de
espécies de hábito alimentar generalistas em ambientes mais variáveis, sujeitos a distúrbios.
49
Townsend et al. (1998), a partir de estudos de teias alimentares encontraram uma relação
negativa entre o número de elementos tróficos nas teias alimentares, total de elos tróficos e
densidade de elos tróficos e a intensidade média de disturbio no canal de riachos.
É possível que, devido às amostragens dos bancos de herbáceas terem ocorrido em
tipos de ambientes diferentres nos dois locais, as condições de estabilidade para os bancos de
herbáceas aquáticas no rio Araguaia e no rio Trombetas tenham sido diferentes. No rio
Araguaia, os bancos de capim-membeca amostrados foram aqueles presentes no canal do rio
Araguaia, rio do Côco e nos lagos associados à planície de inundação, sendo que em alguns
locais, como no Lago das Ariranhas, lago Naru e no canal do rio Araguaia, os bancos de
capim estiveram presentes mesmo no auge da seca (Zuanon et al., 2004; J. Zuanon e E.
Ferreira, com. pess.). No rio Trombetas os bancos de capim amostrados foram aqueles
presentes somente na calha principal do rio Trombetas, onde os bancos de capim-membeca
estiveram presentes principalmente no período de águas altas, no auge da seca o biótopo foi
constituído principalmente por capim morto (J. Zuanon e E. Ferreira, com. pess.), além disso,
em 2005 (ano das coletas) o rio Trombetas foi afetado por uma forte seca, que pode ter
afetado as herbáceas aquáticas e consequentemente a estrutura tróficas e das teias alimentares
da assembléia de peixes que utilizam esse biótopo.
De acordo com Junk & Piedade (1997), entre os muitos fatores que determinam o
sucesso do estabelecimento e distribuição de herbáceas aquáticas nos ambientes aquáticos
amazônicos estão a disponibilidade de nutrientes e a estabilidade física do habitat. Junk
(1973) sugere que, em lagos, o risco de fragmentação dos bancos de herbáceas aquáticas é
menor, em função da menor correnteza e turbulência da água, permitindo que esses biótopos
permaneçam disponíveis no ambiente por mais tempo, além disso, o desenvolvimento das
raízes é maior e os bancos se tornam mais densos. Chambers et al. (1991) buscaram avaliar a
influência da velocidade da correnteza dos rios sobre as herbáceas aquáticas em rios do
Canadá, e seus resultados indicaram que a velocidade, mesmo com pequenos aumentos,
afetou a biomassa e densidade de brotos, além da concentração de nutrientes, que
indiretamente também influenciou. Além disso, segundo Junk (1973) em águas correntes
esses bancos estão sujeitos a constante processo de fragmentação e podem ser carregados rio
abaixo (Junk, 1973).
A densidade dos bancos de herbáceas aquáticas também parece afetar a assembléia de
peixes. Pelicice et al. (2005) buscaram avaliar o efeito da densidade de Eugeria spp. (medido
a partir da biomassa dos bancos) sobre a estrutura da assembléia de peixes, e encontraram
diferenças entre abundância de indivíduos, a riqueza de espécies e a biomassa de herbáceas
50
aquáticas, os maiores valores desses atributos foram encontrados onde ocorreram os valores
máximos de biomassa.
A despeito das grandes diferenças apontadas entre os dois sistemas, os recursos
alimentares utilizados pelos peixes nos biótopos de herbáceas aquáticas foram semelhantes
nos dois rios. Os insetívoros e onívoros foram os principais grupos tróficos (com maior
riqueza de espécies), e detrito e invertebrados, principalmente insetos aquáticos e
invertebrados litorâneos associados às herbáecas aquáticas, foram os principais recursos
consumidos. Araújo-Lima et al. (1986), Cassati et al. (2003) e Pelicice & Agostinho (2006)
também verificaram que insetos aquáticos (principalmente formas imaturas) e outros
invertebrados, estiveram entre os itens mais importantes na dieta das espécies.
Schmid-Araya et al. (2002b), ao estudarem a estrutura de teias alimentares compostas
pela mesofauna em córregos de região temperada no sudeste da Inglaterra, relatam a
ocorrência de uma alta fração de detritívoros e predadores onívoros que complementaram
suas dietas com detrito e, em alguns casos, com algas, destacando a importância dos
invertebrados nas cadeias de detrito, transferindo energia para os predadores. Papel
semelhante também pode ser atribuído a uma grande parte da assembléia de peixes nas
herbáceas aquáticas estudadas. Em geral, a maior parte das espécies, principalmente aquelas
em categorias tróficas de posição intermediária na teia, complementou suas dietas com o
consumo de detrito e perifiton, muitas vezes representando uma proporção considerável na
dieta dessas espécies. Entre essas, destacam-se os casos de Mesonauta acora (48,07% da dieta
baseada em detrito e 36,98% em insetos aquáticos), Metynnis aff. lippincottianus (38,3% a
dieta de foi invertebrados bentônicos e 33,38% de perifiton) no rio Araguaia, e Caquetaia
spectabilis (43,69% da dieta foi baseada em insetos aquáticos e 43,52% em detrito) e
Moenkhausia aff. brownii (35,67% da dieta composta por invertebrados bentônicos e 28,49%
de perifiton) no rio Trombetas.
É possível que estas espécies tenham um papel importante como elos entre os
produtores/detrito e os consumidores de topo na transferência de energia cadeia acima, e
sejam grupos importantes para o sustento da grande diversidade de piscívoros relatada nos
sistemas rios-planície de inundação (Goulging et al., 1988; Braga, 1990; Ferreira, 1993;
Araújo-Lima et al., 1995; Lowe-McConnell, 1999; Zuanon et al., 2004). A ocorrência de um
elevado nível de piscivoria em certos sistemas tropicais tem sido atribuída à grande
abundância de presas de hábito detritívoro nas planícies de inundação (Winemiller & Jepsen,
1998; Winemiller, 2004). Todavia, em sistemas como o rio Trombetas, onde a contribuição
dos detritívoros e herbívoros é relativamente baixa (Ferreira, 1993; Charamaschi et al., 2000;
51
presente estudo), é possível que os peixes insetívoros, invertívoros e onívoros sejam ainda
mais importantes, contribuindo para o encurtamento das cadeias alimentares (cf. Hairston &
Hairston, 1993).
Junk (1973) realizou um amplo trabalho caracterizando a fauna, principalmente de
invertebrados, presente nas raízes de herbáceas aquáticas em ambientes de várzea da
Amazônia Central brasileira, e não encontrou uma grande variação nos grupos de
invertebrados presentes e em suas biomassas ao longo do ciclo hidrológico. É possível que a
estabilidade deste recurso proporcione, direta ou indiretamente, uma maior estabilidade
temporal dos grupos de peixes onívoros e insetívoros associados aos bancos de herbáceas
aquáticas, contribuindo assim para a estabilidade e eficiência de transferência energética
nessas teias tróficas.
Winemiller (1996) e Winemiller & Jepsen (1998) comentam que as teias alimentares
de um mesmo local tendem a exibir forte sazonalidade, tanto em número de espécies quanto
nas interações predador-presa, podendo resultar também em variações nos atributos dessas
teias. São muitos os fatores que determinan essa sazonalidade nas teias, como: os processos
de migração sazonais, principalmente locais, realizados por muitas espécies que ocorrem nos
bancos de herbáceas apenas durante a cheia; as espécies que permanecem na seca, mas sofrem
alta mortalidade devido às condições ambientais estressantes e ao aumento das densidades de
peixes (incluindo de predadores); e as variações na qualidade e quantidade de habitats e
recursos alimentares disponíveis.
Como padrão geral, independente do local de amostragem, as teias alimentares
observadas para a assembléia de peixes nos bancos de herbáceas aquáticas dos rios Araguaia e
Trombetas reuniram o maior número de elementos tróficos, os maiores totais e densidades de
elos tróficos e elevada diversidade de categorias tróficas na época de vazante. Isto,
possivelmente, é resultado da maior reunião de espécies, que se deslocam para os biótopos de
herbáceas aquáticas, quando a água retrocede. Alguns grupos tróficos parecem ter respondido
à maior disponibilidade de recursos nos dois locais, como o aumento significativo de
detritívoros observado no período de seca, e a presença de perifitívoros na cheia e períodos de
transição (enchente e vazante). Tais observações estão em concordância com o relatado por
Winemiller (1996) a partir de estudos na bacia do rio Apure, na Venezuela, e na planície de
inundação do alto rio Zambezi, na África. Em relação ao local, no rio Araguaia a estrutura
trófica das assembléias de peixes, bem como a estrutura das teias alimentares, respondeu
menos às variações temporais do que no rio Trombetas.
52
A forte oscilação encontrada na estrutura trófica e nos atributos das teias alimentares
do rio Trombetas também foi acompanhada de uma marcada substituição de espécies no
tempo (turnover). Somente cinco espécies permaneceram nos bancos de capim durante todo o
ciclo hidrológico, sendo três dessas classificadas como onívoras. Segundo Vanni (1996), os
movimentos dos animais são variáveis importantes na determinação da estrutura de teias
alimentares locais, ligando teias alimentares de diferentes ambientes, o que foi enfatizado por
Benedito-Cecílio & Araújo-Lima (2002) para os ambientes amazônicos. No entanto, tal
condição também pode ter sido maximizada pela pronunciada seca que ocorreu em parte da
bacia amazônica no ano de 2005, quando foram realizadas as coletas utilizadas neste trabalho,
e que também atingiu o rio Trombetas. Isto poderia explicar também a ausência de piscívoros
na época de seca.
No rio Araguaia a estrutura trófica foi mais complexa, com as teias reunindo elevada
quantidade de espécies e altos valores médios de total de elos tróficos e densidade de elos
tróficos durante todo o ano. Essa estabilidade temporal foi acompanhada por um elevado
número de espécies residentes nos bancos de herbáceas aquáticas (17 espécies), que
ocorreram independe da época e pertenceram a várias categorias tróficas, inclusive àquelas
mais especializadas. Isso sugere que as condições exigidas pelos peixes dessas categorias
tróficas se mantiveram estáveis o suficiente para que as espécies não abandonassem o
biótopo. A variação temporal na estrutura trófica do rio Araguaia esteve relacionada
principalmente a mudanças na abundância e biomassa das espécies que compuseram as
diferentes categorias. Assim como no rio Trombetas, peixes não classificados como
piscívoros incluíram o consumo de peixes em sua dieta, como o invertívoro Pygocentrus
nattereri (principalmente juvenis), o carnívoro generalista Crenicichla cf. saxatillis, e o
onívoro Sternopygus macrurus.
Poff & Allan (1995) e Hoeinghaus et al. (2006), a partir de trabalhos realizados em
córregos na região temperada, observaram maior riqueza de espécies especialistas nos
ambientes mais estáveis, e maior número de espécies generalistas em ambientes menos
estáveis. Uma maior diversidade funcional pode permitir um uso mais eficiente dos recursos
nos ambientes; além disso, a presença múltipla de espécies funcionalmente similares promove
uma maior estabilidade ambiental contra mudanças nos processos do ecossistema quando
espécies são perdidas (Duffy et al., 2001). Assim, várias espécies realizando a mesma função
contribuem para a manutenção da capacidade de um ecossistema em manter suas
características e desempenho em processos como produtividade primária, trocas energéticas,
ciclagem de nutrientes, predação, herbivoria/detritivoria entre outros (Walker, 1992). A perda
53
de espécies, por processo de extinção local, afeta o funcionamento não só dos outros
organismos, mas também do ecossistema (Cardinale et al., 2006).
Segundo Winemiller (1996), o entendimento pleno das teias alimentares aquáticas em
sistemas de planície de inundação só será possível a partir de uma integração de informações
sobre a heterogeneidade espaço-temporal do ambiente e do conhecimento adequado das
características da história de vida dos organismos. Pouco se sabe sobre os padrões de história
de vida dos peixes amazônicos, especialmente em função da elevada diversidade de espécies,
o que dificulta o entendimento de processos ecológicos complexos como as relações
alimentares e seu efeito sobre o funcionamento dos ecossistemas, mesmo em escala local.
Nesse trabalho não foi possível verificar a influência de parâmetros ambientais que
caracterizassem os locais e os biótopos em cada local, dificultando um entendimento mais
seguro do efeito dessas variáveis sobre a estrutura trófica e das teias alimentares das
assembléias de peixes em biótopos de herbáceas aquáticas. Futuros estudos que correlacionem
a estrutura dessas assembléias e fatores como a produtividade, estabilidade e densidade dos
bancos de herbáceas aquáticas poderão gerar importantes informações adicionais.
7. CONSIDERAÇÕES FINAIS
A estrutura trófica das assembléias de peixes em bancos de herbáceas aquáticas foi
diferente nos dois rios. Características relacionadas aos dois ambientes, como diferenças de
produtividade e condições na distribuição dos biótopos de herbáceas aquáticas, podem ter
influenciado esses resultados, levando a maiores valores de riqueza de espécies, categorias
tróficas e estabilidade temporal da estrutura trófica no rio Araguaia.
A estrutura trófica e estrutura das teias alimentares das assembléias de peixes foi
influenciada pela variação temporal do ciclo hidrológico. No entanto, essa estrutura oscilou
menos no rio Araguaia do que no rio Trombetas, onde se observou variações pronunciadas.
Este resultado sugere que a estabilidade da estrutura trófica e da teia alimentar pode estar
relacionada à estabilidade do biótopo.
Embora não tenha sido objetivo deste trabalho verificar quais processos determinam a
estrutura das comunidades, fatores atuando em escala regional como o clima (determinando o
pulso de inundação), e processos em escala local (como: níveis de produtividade, estabilidade
ambiental, densidade dos biótopos e migrações de pequena distância dos peixes) parecem ser
54
importantes fatores a determinar a estrutura destas assembléias de peixes e a organização das
teias alimentares.
As assembléias de peixes em biótopos de herbáceas aquáticas são complexas
estruturas funcionais que parecem responder a múltiplos fatores, em escala regional e local,
que agem diretamente sobre os peixes (como a disponiblidade de alimento), ou indiretamente
sobre as populações de herbáceas aquáticas (o biótopo). É necessário que futuros trabalhos
procurem avaliar o quanto cada um desses fatores contribui para a estruturação funcional
dessas assembléias de peixes, indicando informações mais seguras que possam subsidiar
medidas de manejo e conversação da diversidade de peixes e de processos funcionais do
ecossistemas aquáticos.
8. BIBLIOGRAFIA CITADA
Adite, A.; Winemiller, K. 1997. Trophic ecology and ecomorphology of fish assemblages in
coastal lakes of Benin, West Africa. Ecoscience, 4(1): 6-23.
Agostinho, A.A., Thomaz, S.M.; Gomes, L.C.; Baltar, S.L.S.M.A. 2007. Influence of the
macrophyte Eichhornia azurea on fish assemblage of the upper Paraná River floodplain
(Brazil). Aquatic Ecological, 41: 611- 619.
Angermeier, P.L.; Winston, M.R. 1998. Local vs. regional influence on local diversity in
stream fish communities of Virginia. Ecology, 79(3): 911- 927.
Aquino, S.; Stevaux, J.C.; Latrubesse, E.M. 2005. Regime hidrológico e aspectos do
comportamento morfohidráulico do rio Araguaia. Revista Brasileira de Geomorfologia,
6(2): 29- 41.
Araújo-Lima, C.A.R.M.; Portugal, L.P.S.; Ferreira, E.G. 1986. Fish-macrophyte relationship
in the Anavilhanas Archipelago, a black water in the Central Amazon. Journal Fish of
Biology, 29: 1-11.
Araujo-Lima, C. A. R. M., Agostinho, A. A.; Fabré, N. N., 1995, Trophic aspects of fish
communties in Brazilian rivers and reservoirs. In: J. G. Tundisi, C. E. M. Bicudo & T.
Matsumura-Tundisi (eds.), Limnology in Brasil. Rio de Janeiro, ABC/SBL, pp. 105-136.
Barthem, R.B.; Fabré N.N. 2004. Biologia e diversidade dos recursos pesqueiros da
Amazônia. In: Rufino, M.L. (ed). A pesca e os recursos pesqueiros na Amazônia
brasileira. Pró-Várzea/IBAMA, Manaus. p. 17-59.
55
Benedito-Cecilio, E.; C.A.R.M. Araujo-Lima. 2002. Variation in the carbon isotope
composition of Semaprochilodus insignis, a detritivorous fish associated with oligotrophic
and eutrophic Amazonian rivers. Journal of Fish Biology. 60, 1603–1607.
Braga, F.M. 1990. Aspectos da reprodução e alimentação de peixes comuns em um trecho do
rio Tocantins entre Imperatriz e Estreito, Estados do Maranhão e Tocantins, Brasil.
Revista Brasileira de Biologia, 50 (3): 547-556.
Brasil, Departamento Nacional da Produção Mineral. Projeto RADAMBRASIL. 1974. Folha
SB.22 Araguaia e parte da folha SC.22 Tocantins: geologia, geomorfologia, solos,
vegetação e uso potencial da terra. DNPM/Projeto RADAMBRASIL. Rio de Janeiro.
Vol. 4. 509p. 6 mapas
Brasil, Departamento Nacional da Produção Mineral. Projeto RADAMBRASIL. 1975. Folha
NA.21 Tumucumaque e parte da folha NB.21: geologia, geomorfologia, solos, vegetação
e uso potencial da terra. Ministério de Minas e Energia. DNPM/Projeto
RADAMBRASIL. Rio de Janeiro. Vol. 9. 370p. 6 mapas
Brasil, Departamento Nacional da Produção Mineral. Projeto RADAMBRASIL. 1976. Folha
SA.21 Santarém: geologia, geomorfologia, solos, vegetação e uso potencial da terra.
Ministério de Minas e Energia. DNPM/Projeto RADAMBRASIL. Rio de Janeiro. Vol. 10.
517p. 7 mapas.
Buckup, P.A.; Menezes, N.A.; Ghazzi, M.S.. 2007. Catálogo das Espécies de Peixes de Água
Doce do Brasil. Museu Nacional/UFRJ, Rio de Janeiro. 195 pp.
Cardinale, B.J.; Srivastava, D.S.; Duffy, J.E.; Wright, J.P.; Downing, A.L. Sankaran, M.;
Jouseau, C. 2006. Effect of biodiversity on the functioning of trophic group and
ecosystems. Nature, 443(26): 989- 992.
Casatti, L.; Mendes, H.F.; Ferreira, K.M. 2003. Aquatic macrophytes as feeding site for small
fishes in the Rosana reservoir, Paranapanema river, southeastern Brazil. Brazilian Journal
of Biology, 63(2): 213- 222.
Chambers, P.A.; Perpas, E.E.; Hamilton, H.R.; Bothwell, M.L. 1991. Current velocity and
effect on aquatic macrophytes in flowing waters. Ecological Application, 1(3): 249- 2257.
Charamaschi, E.P.; Harboth, D.A. Mannheimer, S. 2000. Ictiofauna. In: Bozelli, R.L.;
Esteves, F. de A.; Roland, F. Lago Batata: impacto e recuperação de um lago amazônico.
IB/UFRJ/SBL, Rio de Janeiro. p.155- 177
Chiaruccio, A.; Enright, N.J.; Perry, G.L.W.; Miller, B.P.; Lamont, B.B. 2003. Performance
of nonparametric species richness estimators in a high diversity plant community.
Diversity and Distributions, 9: 283- 295.
56
Colwell, R.; Mao, C.X.; Chang, J. 2004. Interpolating, extrapolating, and comparing
incidence-based species accumulation curves. Ecology, 85(10): 2717- 2717.
Cox- Fernandes, C. 1997. Lateral migration of fish in Amazon floodplains. Ecology of
Freshwater fish, 6:36- 44.
DeAngelis, D.L.; Persson, L.; Rosemond, A.D. 1996. Interaction of productivity and
consumption. In: Polis, G.A.; Winemiller, K.O. Food Webs: integration of patterns and
dynamics. Massachusetts: Klwer Academic Plubishers. p. 298- 312.
Diegues, A.C.S. 2002. Povos e Águas: inventário de áreas úmidas. USP, São Paulo. 597p.
Duffy, J.E.; Macdonald, K.S.; Rhode, J.M.; Parker, J.D. 2001. Graser diversity, functional
redundancy, and productivity in seagrass beds: an experimental test. Ecology, 82(9):
2417-2434.
Elmoor-Loureiro, L.M.A. 1997. Manual de Identificação de Cladóceros Límnicos do Brasil.
UNIVERSA, Brasília. 156p.
Ferreira, E.J.G. 1993. Composição, distribuição e aspectos ecológicos da Ictiofauna de um
trecho do rio Trombetas, na área de influência da futura UHE Cachoeira Porteira, estado
do Pará, Brasil. Acta Amazonica, 23 (1/4): 1-89.
Ferreira, E.J.G.; Zuanon, J.A.; Amadio, S.A. 2006. Avaliação do impacto do tráfego de
navios da Mineração Rio do Norte sobre a ictiologia do rio Trombetas. Relatório Final.
MRN/ INPA. Manaus. 43pp.
Giller, P.S. 1984. Community Structure and the Niche. Chapman and Hall, London/New
York. 176pp.
Goulding, M.; Carvalho, M.L.; Ferreira, E.G. 1988. Rio Negro: rich life in poor water
Amazonian diversity and ecology as seen thought fish communities. SPB Academic
Publishing, California, 200 pp.
Goulding, M. 1997. História Natural dos Rios Amazônicos. Sociedade Civil
Mamirauá/CNPq/ rainforest Alliance, Brasília, 208pp.
Goulding, M.; Barthem, R.; Ferreira, E.J.G. 2003. The Smithsonian atlas of the Amazon.
Smithsonian Books. Washington. 253pp.
Grenouillet, G.; Pont, D. 2001. Juvenile fishes in macrophyte beds: influence of food
resources, habitat structure and body size. Journal of Fish Biology. 59: 939–959.
Grenouillet, G.; Pont, D.; Seip, K.L. 2002. Abundance ad richness as a function of food
resources and vegetation structure: juvenile fish assemblages in rivers. Ecography, 25:
641- 650.
57
Gunther, M.; Bozelli, R. 2004. Effects of inorganic turbidity on the phytoplankton of an
Amazonian Lake impacted by bauxite tailings. Hydrobiologia, 511: 151- 159.
Hairston, N.G. Jr.; Hairston, N.G. Sr. 1993. Cause-effect relationships in energy flow, trophic
structure, and interspecific interactions. The American Naturalist, 142 (3): 379- 411.
Hall, S.J.; Raffaelli, D.G. 1993. Food webs: theory and reality. Advances in Ecological
Research. 24: 187- 239.
Herder, F.; Freyhof, J. 2006. Resource partitioning in the tropical stream fish assemblages.
Journal of Fish Biology, 69: 571- 589.
Higuti, J.; Velho, L.F.M.; Lansac-Tôha, F.A.; Martens, K. 2007. Pleuston communities are
buffered from regional flood pulses: the example of ostracods in the Paraná River
floodplain, Brazil. Freahwater Biology, 53: 1930- 1943
Hoeinghaus, D.J.; Winemiller, K.O.; Birnbaum J.S. 2006. Local and regional determianats of
stream fish assemblage structure: inference based on taxonomic vs. functional group.
Journal of Biogeography. 1-14.
Hyslop, E.J. 1980. Stomach contents analysis – a review of methods and their application.
Journal Fish of Biology, 17: 411- 429.
Jackson, D.A.; Harvey, H.H. 1989. Biogeographic association in fish assemblages: local vs.
regional processes. Ecology, 70(5): 1472- 1484.
Jackson, D.A.; Peres-Neto, P.R.; Olden, J.D. 2001 What controls who is where in freshwater
fish communities - the roles of biotic, abiotic, and spatial factors. Canadian Journal
Fisheries and Aquatic Science. 58: 157- 170.
Junk, W. J. 1970. Investigations on the ecology and production-biology of the “floating
meadows” (Paspalo-Echinochloetum) on the middle Amazon. Amazoniana, 2(4): 449-
495.
Junk, W.J. 1973. Investigations on the ecology ad production-biology of the “floating
meadows” (Paspalo-Echinochloetum) on the middle Amazon. Part II. The aquatic fauna
in the root zone of floating vegetation. Amazoniana. 4(1): 9- 102.
Junk, W.J. 1980. Áreas inundáveis: um desafio para a Limnologia. Acta Amazonica, 10 (4):
775-795.
Junk, W.J. 1983. Aquatic Habitats in Amazonia. The Environmentalist, 3 (5): 24-33.
Junk, W.J.; Bayley, P.B.; Sparks, R.E. 1989. The Flood Pulse Concept in River-Floodplain
Systems. Pp.110-127. In: Dodge D.P. (ed.). Proceedings of the International Large River
Symposium. Canadian Special Publish Fisheries Aquatic Science. 106pp.
58
Junk, W.J.; Piedade, M.T.F. 1997. Plant life in the floodplain with special reference to
herbaceous plant. In: Junk, W.J. (ed.) The Central Amazon Floodplain: ecology of a
pulsing system. Ecological Studies, Vol. 126. Springer, Berlin. p. 147-185.
Junk, W.J.; Wantzen, K.M. 2004. The Floyd pulse concept: new aspects, approaches and
applications – an update. In: Wellcomme R.; Petr, T. (eds.) Proceedings of the Second
International Symposium on the Management of Large Rivers for Fisheries (LARS2). Vol.
2. FAO Regional Office for Asia and the Pacific, Bangkok, Thailand. RAP Publication. p.
117- 140.
Kawakami, E.; Vazzoler, G. 1980. Método gráfico e estimativa de índice alimentar aplicado
no estudo de alimentação de peixes. Boletin do Instituto de Oceanografia, 29 (2): 205-
207.
Kenkel, N.C.; Orlóci, L. 1986. Apllying metric and nonmetric multidimencional scaling
ecological studies: some new results. Ecology, 67 (4): 919- 928.
Kushlan, J.A. 1976. Enviromental stability and fish community diversity. Ecology, 57(4):
821- 825.
Latrubesse, E.M.; Stevaux, J.C. 2002. Geomorphology and aspects environmental of the
Araguaia fluvial basin, Brazil. Z. Geomorphol. Berlin, Sppl. Bd-129: 109-127.
Lewis, W.M. Jr. 1987. Tropical Limnology. Annual Review of Ecology and Systematics, 18:
159-184.
Lima, J.D. 2003. Diversidade, estrutura trófica da ictiofauna e condições limnológicas em um
lago na planície inundável do Rio das Mortes – MT. Dissertação de Mestrado,
Universidade Federal do Mato Grosso, Cuiabá. 110pp.
Lin, D.S.C.; Charamaschi, E.P. 2005. Responses of the fish community to the flood pulse and
siltation in a floodplain lake of the Trombetas River, Brazil. Hydrobiologia, 545: 75-91.
Lowe-McConnell, R.H. 1999. Estudos Ecológicos de Comunidades de peixes tropicais.
Edusp, São Paulo. 534pp.
Mendelson, J. 1975. Feeding relationships among species of Notropis (Pisces: Cyprinidae) in
a Wisconsin Stream. Ecological Monographs, 45 (3): 199-232.
Melack, J.M.; Forsberg, B.R. 2000 Biogeochemistry of Amazon floodplain lakes and
associated wetlands. In: McClain, M.E.; Victoria, R.L. and J.E. Richey (eds.) The
biogeochemistry of the Amazon Basin. Oxford University Press, Oxford. pp. 235-274.
Menezes, N.A.; Buckup, P.A.; Figueiredo, J.L. de; Moura, R.L. de. 2003 Catálogo das
Espécies de Peixes Marinhos do Brasil. MZUSP São Paulo. 160 pp.
59
Mérona, B. de; Rankin-de-Mérona, J. 2004. Food resource partitioning in a fish community of
the central Amazon floodplain. Neotropical Ichthyology, 2(2): 75- 84.
Merrit, R.W.; Cummins, K.W. 1996. An introduction to the aquatic insects of North America.
3ed. Kendall/Hunt, New York. 862pp.
Meschiatti, A.J.; Arcifa, M.S.; Fenerich-Verani, N. 2000. Fish communities associated with
macophytes in Brazilian floodplain lakes. Environmental Biology of Fishes, 58: 133-143.
Morais, R.P. de; Oliveira, L.G.; Latrubesse, E.M.; Pinheiro, R.C.D. 2005. Morfometria de
sistemas lacustres da planície aluvial do médio rio Araguaia. Acta Sci. Biol. Sci. 27(3):
203- 213.
Morita, K.; Suzuky, T. 1999. Shifts of food habit and jaw position of white-spotted charr after
damming. Journal of Fish Biology, 55:1156- 1162.
Motta, R.L.; Uieda, V.S. 2005. Food web structure in a tropical streams ecosystem. Austral
Ecology, 30: 58- 73.
Mookerji, N.; Weng, Z,; Mazumber, A. 2004. Food partitioning between coexisting Atlantic
salmon and brook trout in the Sainte-Marguerite River ecosystem, Quebec. Journal Fish
of Biology, 64: 680- 694.
Mouillot, D.; Dumay, O.; Tomasini, J.A. 2007. Limiting similarity, niche filtering and
functional diversity in coastal lagoon fish communities. Estuarine Coastal and Shelf
Science, 71: 443- 456.
Paine, R. T. 1988. Road map of interactions or grist for theoretical development? Ecology, 69
(6): 1648-1654.
Palmer, M.W. 1990. The estimation of species richness by extrapolation. Ecology, 71(3):
1195-1198.
Pelicice, F. M.; Agostinho, A. A.; Thomaz, S.M. 2005. Fish assemblages associated with
Egeria in a tropical reservoir: investigating the effects of plant biomass and diel period.
Acta Oecologica, 27: 9-16.
Pelicice, F.M.; Agostinho, A.A. 2006. Feeding ecology of fish associated with Egeria spp.
Patches in a tropical reservior, Brasil. Ecology of Freshwater fish, 15: 10-19.
Pennack, R.W. 1978. Freshwater invertebrates of the United States. John Wiley & Sons, New
York. 803pp.
Petry, P.; Bayley, P.B.; Markle, D.F. 2003. Relationships between fish assemblages,
macrophytes and environmental gradients in the Amazon River floodplain. Journal of
Fish Biology, 63: 547- 579.
60
Perez-Neto, P.R. 2004. Patterns in the co-occurrence of fish species in streams: the role of site
suitability, morphology and phylogeny versus species interactions. Oecologia, 140: 352-
360.
Pimm, S.L.; Lawton, J.H.; Cohen, J. E. 1991. Food web patterns and their consequences.
Nature. 350: 669- 674.
Poff, N.L.; Allan, J.D. 1995. Functional organization of streams fish assemblages in relation
to hydrological variability. Ecology, 76(2): 606- 627.
Prado, K. L. L. 2004. Assembléia de peixes associadas às macrófitas aquáticas em lagos de
várzea do baixo Rio Solimões. Dissertação de Mestrado. Instituto Nacional de Pesquisas
da Amazônia/ Universidade Federal do Amazonas, Manaus. 56pp.
Rodríguez, M.A.; Lewis, W.M. Jr. 1997. Structure of fish assemblages along environmental
gradients in floodplain lakes of the Orinoco River. Ecological Monographic, 67(1): 109-
128.
Romanuk, T. N.; Jackson, L. J.; Post, J. R.; McCauley, E.; Martinez, N. D. 2006. The
structure of food webs along river networks. Ecography, 29: 3-10.
Sagar, P.M.; Glova, G.J. 1994. Food partitioning by small fish in a coastal New Zealand
stream. New Zealand Journal of Marine and Freshwater Research, 28: 429-436.
Saint-Paul, U.; Zuanon, J.; Correa, M. A.V.; Garcia, M.; Fabré, N.N.; Berger, U.; Junk, W.J.
2000. Fish communities in central Amazonia white-and blackwater floodplains.
Environmental Biology of Fishes, 57: 235-250.
Sánchez-Botero, J. I. 2000. Distribuição espacial da ictiofauna associada às raízes de
macrófitas em relação ao oxigênio dissolvido, temperatura e tipo de planta na Amazônia
Central. Dissertação de Mestrado. Instituto Nacional de Pesquisas da Amazônia/
Universidade Federal do Amazonas, Manaus. 47pp.
Sánchez-Botero, J.I.; Araújo-Lima, C.A.R.M. 2001. As macrófitas como berçário para a
ictiofauna da várzea do rio Amazonas. Acta Amazonica, 31 (3): 437- 447.
Sánchez-Botero, J.I.; Farias, M.L. de; Piedade, M.T.; Garcez, D.S. 2003. Ictiofauna associada
ás macrófitas aquáticas Eichhornia azurea (SW.) Kunth. e Eichhornia crassipes (Mart.)
Solms. No lago Camaleão, Amazônia Central, Brasil. Acta Scientiarum Biological
Sciences, 25 (2): 369 -375.
Santos, G.M.; Ferreira, E.J.G. 1999. Peixes da Bacia Amazônica. In: Lowe-McConnell. R.
Estudos Ecológicos de Comunidades de Peixes Tropicais. Edusp, São Paulo. p. 345-373.
Santos, G.M.; Merona, B.; Juras, A.A.; Jegu, M. 2004. Peixes do baixo rio Tocantins: 20 anos
depois da usina hidrelétrica Tucuruí. Eletronorte, Brasília. 215pp.
61
Santos, G.M.; Ferreira, E.J.G.; Zuanon, J.A.S. 2006. Peixes Comerciais de Manaus.
IBAMA/AM – ProVárzea, Manaus. 144pp.
Savino, J.F.; Stein, R.A. 1989. Behavioural interactions between fish predators and their prey:
effect of plant density. Animal Behaviour, 37: 311- 321.
Schimid-Araya, J.M.; Hildrew, A.G.; Robertson, A.; Schimid, P.E.; Winterbottom, J. 2002.
The Importance of Meiofauna in Food Webs: Evidence from an Acid Stream. Ecology,
83(5): 1271-1285.
Sioli, H. 1991. Amazônia: fundamentos da ecologia da maior região de florestas tropicais.
Editora Vozes, Petrópolis. 72pp.
Soares, M.G.M. 1979. Aspectos ecológicos (alimentação e reprodução) dos peixes do igarapé
do Porto, Aripuanã, MT. Acta Amazonica, 9 (2):325- 352.
Tejerina-Garro, F.L.; Fortin, R.; Rodríguez, M.A. 1998. Fish community structure in relation
to environmental variation in floodplain lakes of the Araguaia River, Amazon Basin.
Environmental Biology of Fishes, 51: 399- 410.
Thomaz, S.M.; Dibble, E.D.; Evangelista, L.R.; Higuti, J.; Bini, L.M. 2008. Influence of
aquatic macrophyte habitat complexity on invertebrate abundance and richness in tropical
lagoons. Freshwater Biology, 53: 358-367.
Tonn W.M., Magnuson, J.J., Rask, M.; Toivonen J. 1990. Intercontinental comparison of
small lake fish assemblages: the balance between local and regional processes. American
Naturalist, 136: 345-375.
Townsend, C.R.; Thompson, R.M.; McIntosh, A.R.; Kilroy, C.; Edwards, E.; Scarsbrook,
M.R. 1998. Disturbace, resource supply, and food web architecture in streams. Ecology
Letters, 1: 200-209.
Vanni, M.J. Nutrient transport and recycling by consumers in lake food webs: implications for
algal communities. In: Polis, G.A.; Winemiller, K.O. Food Webs: integration of patterns
and dynamics. Massachusetts: Klwer Academic Plubishers. p. 81- 95.
Walker, B.H. 1992. Biodiversity and ecological redundancy. Conservation Biology, 6(1):18-
23.
Ward, J.V. 1998. Riverine landscapes: Biodiversity patterns, disturbance regimes, and aquatic
conservation. Biological Conservation, 83(3): 269-278.
Weaver, M.J.; Magnuson, J.J.; Clayton, M.K. 1997. Distribution of littoral fishes in
structurally complex macrophytes. Canadian Journal Fisheries and Aquatic Science, 54:
2277- 2289.
62
Winemiller K.O. 1990. Spatial and temporal variation in tropical fish trophic networks.
Ecological Monographs, 60(3)331-367pp.
Winemiller, K.O. 1996. Factors driving temporal and spatial variation in aquatic floodplain
food web. In: Polis, G.A.; Winemiller, K.O. Food Webs: integration of patterns and
dynamics. Massachusetts: Klwer Academic Plubishers. p. 298- 312.
Winemiller, K.O.; Jepsen, D.B. 1998. Effects of seasonality and fish movement on tropical
river food webs. Journal of Fish Biology, 53(Supplement A): 267-296.
Winemiller, K. 2004. Floodplain river food Webs: generalizations and implications for
fisheries management. In: Wellcomme R.; Petr, T. (eds.) Proceedings of the Second
International Symposium on the Management of Large Rivers for Fisheries (LARS2). Vol.
2. FAO Regional Office for Asia and the Pacific, Bangkok, Thailand. RAP Publication. p.
297- 310.
Zarr, J.H. 1999. Biostatistical Analysis, Prentice Hall. 663 pp.
Zaret, T.M.; Rand, A.S. 1971. Competition in Tropical Stream Fishes: Support for the
Competitive Exclusion Principle. Ecology, 52(2): 336- 342.
Zuanon, J.A.S.; Ferreira, E.J.G.; Santos, G.M.; Amadio, S.A.; Bittencourt, M.M.; Darwich,
A.J.; Alves, L.A.; Mera, P.A.S.; Ribeiro, M.C.L.B.; Amaral, B.D.; Almeida-Prado, R.
2004. Ictiofauna: Parque Estadual do Cantão. Instituto Natureza de Tocantins/ SEPLAN,
Palmas. 92p.
63
9. ANEXOS
ANEXO 1: Elementos tróficos (recursos alimentares) consumidos pelos peixes nos bancos de
capim-membeca (Paspalum sp.) do rio Aragauia e do rio Trombetas, utilizados para as
análises das teias alimentares.
ELEMENTOS TRÓFICOS
Detrito
Perifiton
Restos de vegetal (Fanerógamas)
Sementes
Restos de herbáceas aquáticas
Ostracodas
Conchostraca
Copepodas planctônicos
Cladoceras planctônicos
Cladoceras litorâneos
Insetos terrestres n.i.
Hymenotera
Psocoptera
Odonata adulto
Diptera adulto
Aranha
Hidracarina
Collembola
Larva de Neuroptera
Larva de Chironomidae (Diptera)
Larva de Ceratopogonidae (Díptera)
Larvas de Diptera
Pupa de DIptera
Larva de Trichoptera
Larva de Leptoceridae (Trichoptera)
Hemiptera aquático
Corixidae (Hemiptera aquático)
Veliidae (Hemiptera aquático)
Naocoridae (Hemiptera aquático)
Notonectidae (Hemiptera aquático)
Larva de Lepdoptera
Coleoptera adulto
Naiada de Ephemeroptera
Larva de Libelullidae (Odonata)
Larva de Plecoptera
Larva de Megaloptera
Larvas de peixes
Peixes
Planorbiidae (molusco)
Ampullariidae (moluscos)
Palaemonidae (camarão)
64
ANEXO 2: Composição da assembléia de peixes em biótopo de banco de capim-membeca (Paspalum sp.) do rio Araguaia nos diferentes
períodos sazonais (N= abundância; %= abundância relativa).
Cheia Enchente Seca Vazante
Total
geral
Ordem
Família
Espécie
N % N % N % N %
Beloniformes
Belonidae
Potamorrhaphis sp. 1 0,24 2 0,15 1 0,16
4
Characiformes
Acestrorhynchidae
Acestrorhynchus microlepis (Schomburgk, 1841) 3 0,49
3
Anostomidae
Anostomus anostomus (Linnaeus, 1758) 1 0,08 1 0,16
2
Laemolyta petiti Géry, 1964 81 19,61 78 5,99 6 0,99
165
Leporinus affinis Günther, 1864 3 0,81 4 0,97 4 0,31 2 0,33
13
Leporinus friderici (Bloch, 1794) 2 0,54 2 0,48 10 0,77 1 0,16
15
Schizodon vittatus (Valenciennes, 1850) 4 1,08 8 1,94 32 2,46 4 0,66
48
Characidae
Aphyocharax sp. 1 0,24
1
Brycon pesu Müller & Troschel, 1845 1 0,27 2 0,48
3
Bryconops aff. affinis 1 0,24
1
65
ANEXO 2: Continuação
Cheia Enchente Seca Vazante
Total
geral
Ordem
Família
Espécie
N % N % N % N %
Catoprion mento (Cuvier, 1819) 1 0,08
1
Chalceus epakros Zanata & Toledo-Piza, 2004 3 0,81 24 5,81 8 0,61 1 0,16
36
Exodon paradoxus Müller & Troschel, 1844 1 0,27
1
Gymnocorymbus sp. 18 1,38
18
Hemigrammus aff. Levis 3 0,81 3 0,49
6
Hemigrammus cf. levis 1 0,24
1
Hemigrammus cf. ocellifer 7 0,54
7
Hemigrammus levis Durbin, 1908 42 11,38
42
Hemigrammus ocellifer (Steindachner, 1882) 1 0,24 53 4,07 1 0,16
55
Hemigrammus sp. 1 0,24 7 1,15
8
Hemigrammus sp. 2 11 1,81
11
Hyphessobrycon sp. 4 1,08 1 0,08
5
Hyphessobrycon sp. 2 3 0,49
3
Iguanodectes aff. spilurus 6 1,63
6
Jupiaba polylepis (Günther, 1864) 6 1,63 20 4,84 262 20,12 69 11,33
357
Knodus sp. 1 0,08
1
Metynnis aff. lippincottianus 18 4,88 5 0,82
23
Metynnis aff. hypsauchen 5 1,36 8 1,31
13
Microschemobrycon sp. 1 0,27
1
Moenkhausia aff. ceros 12 2,91 9 1,48
21
Moenkhausia aff. collettii 64 4,92 27 4,44
91
Moenkhausia aff. jamesi 1 0,27 1 0,08
2
Moenkhausia aff. lepidura 39 9,44 70 5,37 23 3,78
132
Moenkhausia aff. newtoni 1 0,08 3 0,49
4
Moenkhausia cf. oligolepis 1 0,08
1
Moenkhausia collettii (Steindachner, 1882) 1 0,24 32 2,46 6 0,99
39
66
ANEXO 2: Continuação
Cheia Enchente Seca Vazante
Total
geral
Ordem
Família
Espécie
N % N % N % N %
Moenkhausia dichroura (Kner, 1858) 10 2,71 3 0,73 27 2,07 26 4,27
66
Moenkhausia aff. chrysargyrea 2 0,48
2
Moenkhausia grandisquamis (Müller & Troschel,
1845) 1 0,24
1
Moenkhausia jamesi Eigenmann, 1908 10 2,71
10
Moenkhausia lepidura (Kner, 1858) 4 1,08 1 0,08 1 0,16
6
Moenkhausia oligolepis (Günther, 1864) 1 0,27 1 0,16
2
Moenkhausia pyrophtalma 1 0,27 8 1,94 6 0,46 3 0,49
18
Moenkhausia sp. 1 0,08
1
Myloplus rubripinnis (Müller & Troschel, 1844) 3 0,23
3
Myloplus sp. 1 0,16
1
Odontostilbe sp. 1 0,16
1
Parapristella georgiae Géry, 1964 36 9,76
36
Poptella compressa (Günther, 1864) 7 1,69 9 0,69
16
Pygocentrus nattereri Kner, 1858 21 5,69 4 0,66
25
Roeboides cf. thurni 5 1,21 48 3,69
53
Serrasalmus rhombeus (Linnaeus, 1766) 1 0,24
1
Serrapinnus sp. 4 1,08
4
Serrasalmus geryi Jégu & Santos, 1988 1 0,27 5 0,38
6
Serrasalmus gibbus Castelnau, 1855 1 0,08 3 0,49
4
Serrasalmus sp. 7 1,9 2 0,48 4 0,66
13
Serrasalmus spilopleura Kner, 1858 1 0,24 1 0,16
2
Tetragonopterus chalceus Spix & Agassiz, 1829 2 0,54 7 0,54
9
Thayeria boehlkei Weitzman, 1957 23 6,23 3 0,23 5 0,82
31
Triportheus trifurcatus (Castelnau, 1855) 1 0,27 7 1,69
8
Chilodontidae
Caenotropus labyrinthicus 4 1,08 1 0,08
5
Chilodus punctatus 3 0,49
3
67
ANEXO 2: Continuação
Cheia Enchente Seca Vazante
Total
geral
Ordem
Família
Espécie
N % N % N % N %
Chilodus sp. 2 0,33
2
Ctenoluciidae
Boulengerella cuvieri (Agassiz, 1829) 1 0,27
1
Boulengerella maculata (Valenciennes, 1850) 1 0,27 1 0,08 1 0,16
3
Curimatidae
Curimatella immaculata (Fernández-Yépez, 1948) 9 2,44
9
Curimatopsis cf. macrolepis 1 0,27
1
Cyphocharax cf. gouldingi 24 3,94
24
Cyphocharax gouldingi Vari, 1992 27 7,32 1 0,24 83 6,37 31 5,09
142
Cyphocharax notatus (Steindachner, 1908) 1 0,24 3 0,49
4
Cyphocharax plumbeus (Eigenmann & Eigenmann, 1889) 2 0,48 5 0,38 1 0,16
8
Psectrogaster amazonica Eigenmann & Eigenmann, 1889 2 0,54 1 0,24 1 0,16
4
Cynodontidae
Cynodon gibbus Spix & Agassiz, 1829 4 0,31
4
Erythrinidae
Hoplias malabaricus (Bloch, 1794) 9 2,44 3 0,73 30 2,30 9 1,48
51
Hemiodontidae
Hemiodus microlepis Kner, 1858 7 1,9 2 0,48
9
Lebiasinidae
Pyrrhulina aff. brevis 61 4,69
61
Pyrrhulina sp. 2 0,15
2
68
ANEXO 2: Continuação
Cheia Enchente Seca Vazante
Total
geral
Ordem
Família
Espécie
N % N % N % N %
Cyprinodontiformes
Poeciliidae
Pamphorichthys araguaiensis Costa, 1991 4 1,08 4 0,97 23 1,77 11 1,81
42
Gymnotiformes
Gymnotidae
Gymnotus carapo Linnaeus, 1758 1 0,27 2 0,48 3 0,23 3 0,49
9
Hypopomidae
Brachyhypopomus aff. brevirostris 1 0,27 1 0,24 2 0,33
4
Brachyhypopomus brevirostris (Steindachner, 1868) 13 3,52 8 0,61 27 4,43
48
Brachyhypopomus sp. 23 3,78
23
Rhamphichthyidae
Rhamphichthys marmoratus Castelnau, 1855 1 0,27 1 0,24 11 0,84 9 1,48
22
Sternopygidae
Eigenmannia aff. macrops 1 0,27
1
Eigenmannis aff. trilineata 1 0,24
1
Eigenmannia cf. virescens 13 3,52 21 5,08 52 3,99 36 5,91
122
Eigenmannia limbata (Schreiner & Miranda Ribeiro, 1903) 7 0,54
7
Eigenmannia sp. 35 5,75
35
Eigenmannia trilineata López & Castello, 1966 29 7,86
29
Sternopygus aff. macrurus 2 0,15
2
Sternopygus macrurus (Bloch & Schneider, 1801) 2 0,48 22 1,69 6 0,99
30
Sternopygus xingu Albert & Fink, 1996 3 0,81 2 0,48 13 1,00 3 0,49
21
Perciformes
Cichlidae
69
ANEXO 2: Continuação
Cheia Enchente Seca Vazante
Total
geral
Ordem
Família
Espécie
N % N % N % N %
Apistogramma sp. 39 3,00 1 0,16
40
Biotodoma cupido (Heckel, 1840) 3 0,32
3
Chaetobranchus flavescens Heckel, 1840 2 0,33
2
Cichla kelberi Kullander & Ferreira, 2006 1 0,27 17 4,12 1 0,08 2 0,33
21
Cichlasoma araguaiense Kullander, 1983 2 0,54 5 1,21 14 1,08 10 1,64
31
Crenicichla aff. wallacii 1 0,24 3 0,23 3 0,49
7
Crenicichla cf. saxatillis 5 1,21 32 2,46 34 5,58
71
Crenicichla inpa Ploeg, 1991 2 0,54
2
Crenicichla labrina (Spix & Agassiz, 1831) 2 0,48
2
Crenicichla reticulata Heckel, 1840 2 0,48
2
Crenicichla sp. 24 3,94
24
Geophagus aff. altifrons 2 0,48
2
Hypselecara temporais Guenther, 1862 5 1,21
5
Laetacara curviceps (Ahl, 1923) 6 1,62 2 0,48 21 1,61 17 2,79
46
Mesonauta acora (Castelnau, 1855) 1 0,27 6 1,45 53 4,07 31 5,09
91
Satanoperca sp. 2 0,54 1 0,24 1 0,16
4
Siluriformes
Asperdinidae
Bunocephalus sp. 7 0,54
7
Auchenipteridae
Auchenipterichthys longimanus (Günther, 1864) 1 0,16
1
Trachelyopterus galeatus (Linnaeus, 1766) 5 1,21 4 0,31 1 0,16
10
Callichthyidae
Megalechis thoracata (Valenciennes, 1840) 1 0,27
1
Doradidae
70
ANEXO 2: Continuação
Cheia Enchente Seca Vazante
Total
geral
Ordem
Família
Espécie
N % N % N % N %
Amblydoras sp. 1 0,08
1
Anadoras sp. 1 0,16
1
Doradinae n.i. 1 0,16
1
Nemadoras sp. 2 0,54
2
Platydoras costatus (Linnaeus, 1758) 2 0,48 6 0,46
8
Heptapteridae
Pimelodella sp. 1 0,08
1
Loricariidae
Farlowella amazona (Günther, 1864) 10 2,42 4 0,31
14
Hemiodontichthys acipenserinus (Kner, 1853) 3 0,73 2 0,15
5
Hypoptopoma gulare Cope, 1878 1 0,27 63 15,25 24 1,84
88
Squaliforma emarginata (Valenciennes, 1840) 1 0,16
1
Pseudoloricaria sp. 1 0,08
1
Synbranchiformes
Synbranchidae
Synbranchus sp. 2 0,54 2 0,48 3 0,49
7
Synbranchus sp.2 1 27 1 0,16
2
369
413
1302 608
2692
71
ANEXO 3: Composição da assembléia de peixes em biótopo de banco de capim (Paspalum sp.) do rio Trombetas nos diferentes períodos
sazonais (N= abundância; %= abundância relativa).
Cheia Enchente Seca Vazante
Total
geral
Ordem
Família
Espécie
N % N % N % N %
Belomiformes
Belonidae
Potamorrhaphis guianensis (Schomburgk, 1843) 1 0.25
1
Characiformes
Acestrorhynchidae
Acestrorhynchus microlepis (Schomburgk, 1841) 1 0.74
1
Anostomidae
Anostomus sp. 3 0.76
3
Laemolyta taeniata (Kner, 1859) 19 4.79 143 6.23
162
Leporinus agassizi Steindachner, 1876 3 1.40 8 0.35
11
Leporinus fasciatus (Bloch, 1794) 6 4.41 14 6.54 2 0.50 103 4.49
125
Leporinus friderici (Bloch, 1794) 2 0.93
2
Characidae
Carnegiella marthae Myers, 1927 4 0.17
4
Chalceus epakros Zanata & Toledo-Piza, 2004 1 0.74 1 0.47 7 1.76 19 0.83
28
Charax cf. condei 1 0.47 3 0.13
4
Gnathocharax steindachneri Fowler, 1913 2 0.09
2
Hemigrammus sp. 1 0.47
1
Hemigrammus marginatus Ellis, 1911 1 0.04
1
72
ANEXO 3: Continuação
Cheia Enchente Seca Vazante
Total
geral
Ordem
Família
Espécie
N % N % N % N %
Hemigrammus ocellifer (Steindachner, 1882) 3 1.40 12 0.52
15
Heterocharax macrolepis Eigenmann, 1912 8 0.35
8
Heterocharax virgulatus Toledo-Piza, 2000 32 1.39
32
Hyphessobrycon copelandi Durbin, 1908 1 0.04
1
Hyphessobrycon pulchripinnis Ahl, 1937 9 4.21 24 1.05
33
Hyphessobrycon sp. 1 0.04
1
Iguanodectes spilurus (Günther, 1864) 1 0.74
1
Metynnis luna Cope, 1878 19 8.88 4 0.17
23
Metynnis sp. 1 0.74
1
Microschemobrycon sp. 1 0.04
1
Moenkhausia aff. brownii 1 0.47 10 2.52
11
Moenkhausia aff. ceros 8 5.88 9 4.21 175 44.08 312 13.60
504
Moenkhausia collettii (Steindachner, 1882) 11 5.14 16 0.70
27
Moenkhausia cotinho Eigenmann, 1908 3 1.40 5 1.26 29 1.26
37
Moenkhausia lepidura (Kner, 1858) 2 1.47 34 15.89 20 5.04 418 18.22
474
Moenkhausia sp. 9 6.62
9
Moenkhausia sp.2 9 6.62
9
Moenkhausia sp.3 15 11.03
15
Mycroschemobrycon sp. 1 0.47
1
Myloplus rhomboidalis (Cuvier, 1818) 1 0.47
1
Myloplus rubripinnis (Müller & Troschel, 1844) 4 1.01
4
Myloplus torquatus (Kner, 1858) 8 0.35
8
Myleus setiger Müller & Troschel, 1844 1 0.47
1
Phenacogaster sp. 618 26.94
618
Pygocentrus nattereri Kner, 1858 1 0.47 2 0.09
3
Pygopristis denticulata (Cuvier, 1819) 1 0.47
1
Serrasalmus elongatus Kner, 1858 8 3.74
8
Serrasalmus sp. 1 0.74
1
73
ANEXO 3: Continuação
Cheia Enchente Seca Vazante
Total
geral
Ordem
Família
Espécie
N % N % N % N %
Tetragonopterus argenteus Cuvier, 1816 1 0.47
1
Thayeria obliqua Eigenmann, 1908 2 0.09
2
Ctenoluciidae
Boulengerella lucius (Cuvier, 1816) 1 0.04
1
Boulengerella maculata (Valenciennes, 1850) 1 0.25
1
Curimatidade
Curimata inornata Vari, 1989 2 0.93
2
Cyphocharax plumbeus (Eigenmann & Eigenmann, 1889) 2 0.09
2
Cyphocharax spiluropsis (Eigenmann & Eigenmann, 1889) 4 0.17
4
Gasteropelecidae
Carnegiella marthae Myers, 1927 12 0.52
12
Hemiodontidae
Hemiodus microlepis Kner, 1858 2 0.93
2
Lebiasinidae
Copella nattereri (Steindachner, 1876) 1 0.04
1
Nannostomus eques Steindachner, 1876 1 0.04
1
Nannostomus unifasciatus Steindachner, 1876 6 0.26
6
Erythrinidae
Hoplias malabaricus (Bloch, 1794) 16 7.48 6 1.51 7 0.31
29
Clupeiformes
Engraulidae
Anchoviella jamesi (Jordan & Seale, 1926) 1 0.74 4 1.87 10 0.44
15
74
ANEXO 3: Continuação
Cheia Enchente Seca Vazante
Total
geral
Ordem
Família
Espécie
N % N % N % N %
Anchoviella sp. 10 0.44
10
Anchoviella sp. 2 28 1.22
28
Anchoviella sp. 3 1 0.04
1
Lycengraulis batesii (Günther, 1868) 25 1.09
25
Cyprinidontiformes
Poeciliidae
Pamphorichthys araguaiensis Costa, 1991 1 0.74 3 0.76 1 0.04
5
Gymnotiformes
Gymnotidae
Gymnotus cf. carapo 1 0.47
1
Hypopomidae
Brachyhypopomus brevirostris (Steindachner, 1868) 1 0.47 1 0.25
2
Brachyhypopomus sp. 2 1.47 3 1.40
5
Hypopygus lepturus Hoedeman, 1962 1 0.47
1
Steatogenys elegans (Steindachner, 1880) 2 0.50 1 0.04
3
Brachyhypopomus pinnicaudatus (Hopkins, 1991) 2 0.93
2
Rhamphicthydae
Rhamphichthys rostratus (Linnaeus, 1766) 1 0.47
1
Sternopygidae
Eigenmannia trilineata López & Castello, 1966 5 1.26 36 1.57
41
Sternopygus macrurus (Bloch & Schneider, 1801) 1 0.47 5 1.26 8 0.35
14
Perciformes
Cichlidae
75
ANEXO 3: Continuação
Cheia Enchente Seca Vazante
Total
geral
Ordem
Família
Espécie
N % N % N % N %
Acarichthys heckelii (Müller & Troschel,1849) 2 0.93
2
Acaronia nassa (Heckel, 1840) 3 1.40 6 0.26
9
Apistogramma anagayuara Kullander & Ferreira, 2005 55 2.40
55
Apistogramma salpiction Kullander & Ferreira, 2005 7 1.76
7
Biotodoma cupido (Heckel, 1840) 1 0.04
1
Caquetaia spectabilis (Steindachner, 1875) 3 1.40 31 7.81 38 1.66
72
Cichla monoculus Spix & Agassiz, 1831 1 0.74 5 2.34 1 0.04
7
Crenicichla wallacii Regan, 1905 2 0.93 2 0.50 1 0.04
5
Geophagus altifrons Heckel, 1840 1 0.04
1
Heros sp. 1 0.74 2 0.93 7 0.31
10
Hypselecara temporalis (Günther, 1862) 1 0.47 30 1.31
31
Laetacara curviceps (Ahl, 1923) 17 12.50 3 1.40
20
Mesonauta festivus (Heckel, 1840) 56 41.18 19 8.88 27 6.80 167 7.28
269
Satanoperca jurupari (Heckel, 1840) 1 0.47 1 0.04
2
Symphysodon discus Heckel, 1840 4 0.17
4
Uaru amphiacanthoides Heckel, 1840 1 0.04
1
Pleuronectiformes
Achiridae
Hypoclinemus mentalis (Günther, 1862) 1 0.04
1
Siluriformes
Auchenipteridae
Trachelyopterus sp. 5 2.34 3 0.76 1 0.04
9
Trachelyopterus coriaceus Valenciennes, 1840 6 1.51 3 0.13
9
Doradidae
Acanthodoras cataphractus (Linnaeus, 1758) 1 0.25
1
Amblydoras affinis (Kner, 1855) 2 0.09
2
76
ANEXO 3: Continuação
Cheia Enchente Seca Vazante
Total
geral
Ordem
Família
Espécie
N % N % N % N %
Doras punctatus Kner, 1853 1 0.47
1
Loricariidae
Hypoptopoma gulare Cope, 1878 44 11.08 27 1.18
71
Farlowella amazona (Günther, 1864) 7 1.76 22 0.96
29
Synbranchiformes
Synbranchidae
Synbranchus sp. 3 2.21 8 3.74
11
136 214 397 2294 3041
77
ANEXO 4: Valores do índice alimentar para os recursos utilizados e classificação trófica das espécies analisadas no rio Araguaia, Parque Estadual do
Cantão, Tocantins, IA= insetos aquáticos, SEM/FRU= sementes e frutos, INV BENT= invertebrados bentônicos, ZOO= zooplâncton, DET= detrito,
PERIF= perifiton, VEG= estruturas vegetais, ARAC= Aracnídeos, PX= peixe, IT= insetos terrestres, L, PX= larvas de peixes, ESC/NADAD= escamas e
nadadeiras, CAM= camarão, MOL= moluscos, INS N.I.= insetos não identificados, OTRS= outros, CAT TRÓF= categorias tróficas. Os valores de índice
alimentar em negrito foram os que determinaram a classificação trófica da espécie.
ESPÉCIE IA
SEM/
FRU
INV
BENT ZOO DET PERIF VEG ARAC PX IT L. PX
ESC/
NADAD CAM MOL
INS
N.I. OTRS CAT TRÓF
Crenicichla sp.
86,62
3,18 10,2 Insetívoro
Eigenmannia trilineata
67,54
23,49 8,86 0,11 Insetívoro
Eigenmannia cf. virescens
82,15
0,17 11,98 0,02 2,02 3,42 0,15 0,09 Insetívoro
Gymnotus carapo
67,9
27,81 0,25 0,01 4,03 Insetívoro
Hemigrammus levis
80,97
0,7 0,64 2,51 7,68 1,61 0,3 5,23 0,36 Insetívoro
Jupiaba polylepis
70,71
0,45 0,17 0,33 1,04 1,51 23,2 0,24 1,24 0,12 0,61 0,38 Insetívoro
Moenkhausia aff. collettii
62,02
0,03 26,55 7,09 4,29 0,02 Insetívoro
Moenkhausia pyrophtalma
75,85
0,52 1,03 2,41 6,91 1,38 10,32 1,58 Insetívoro
Rhamphictys marmoratus
62,3
1,89 35,81 Insetívoro
Sternopygus xingu
73,03
10,15 3,15 6,77 0,32 6,53 0,05 Insetívoro
Synbranchus sp.
80
10 10 Insetívoro
Tetragonopterus chalceus
80,2
0,24 2,35 15,27 1,94 Insetívoro
Thayeria boehlkei
69,9
2,14 0,58 26,21 1,17 Insetívoro
Chalceus epakros
21,91
0,63 0,04 16,79 4,78 0,03
54,78
0,06 0,98 Insetívoro
Apistogramma sp. 18,89 1,03
80,08
Invertívoro
Brachyhypopomus
brevirostris
15,2
80,41
0,08 4,26 0,03 0,02 Invertívoro
Eigenmannia limbata 4,7
87,62
7,67 0,01 Invertívoro
Eigenmannia sp.
57,03
0,08
39,6
1,9 0,71 0,68 Invertívoro
Metynnis aff. hypsauchen
59,55
1,15
25,53
0,35 5,26 7,62 0,54 Invertívoro
Moenkhausia aff. lepidura
42,10
0,06 1,31
26,08
12,30 1,17 7,11 2,09 7,34 0,28 0,17 Invertívoro
Moenkhausia dichroura
45,17
0,42 4,25
36,05
10,06 0,01 1,01 2,91 0,12 Invertívoro
Pygocentrus nattereri
44,56
31,22
1,37 0,09 2,91 18,86 0,66 0,33 Invertívoro
Crenicichla cf. saxatillis
35,72
2,46 0,09
57,72
0,02 3,99
Carnívoro
generalista
Serrasalmus sp. 18,39 0,11
34,3
0,39 1,35
45,46
Carnívoro
generalista
78
ANEXO 4: Continuação
ESPÉCIE IA
SEM/
FRU
INV
BENT ZOO DET PERIF VEG ARAC PX IT L. PX
ESC/
NADAD CAM MOL
INS
N.I. OTRS CAT TRÓF
Parapristela georgiae
35,89
0,87
60,57
2,67 Zooplanctívoro
Hemigrammus sp. 2 12,47
66,48
18,28 2,77 Zooplanctívoro
Hoplias malabaricus 15,21 1,84
82,95
Piscívoro
Cichla kelberi 1
67
32 Piscívoro
Roeboides cf. thurni 0,11 0,11
99,78
Piscívoro
Serrasamus geryi 0,34 26,41
73,25
Piscívoro
Cichlasoma araguaiense 3,49 1,66
84,74
0,66 4,24 0,5 3,73 0,98 Detritívoro
Curimatella immaculata
96,94
3,06 Detritívoro
Cyphocharax cf. gouldingi
100
Detritívoro
Cyphocharax gouldingi
100
Detritívoro
Cyphocharax plumbeus
100
Detritívoro
Farlowella amazona
100
Detritívoro
Hypoptopoma gulare
100
Detritívoro
Pamphorichthys araguaiensis 0,09 0,04
95,19
4,68 Detritívoro
Laetacara curviceps 7,67
26,43
7,74 2,34
54,1
0,01 1,71 Herbívoro
Hemigrammus cf. ocellifer 29,45 2,18
68,37
Herbívoro
Schizodon vittatus 0,06 2,02 0,41
97,4
0,02 0,09 Herbívoro
Hemiodus microlepis 1,6 0,28 7,86
85,64
4,56 0,06 Perifitívoro
Iguanodectes aff. spilurus 5,19 0,09 0,18
64,64
0,59 28,8 0,51 Perifitívoro
Pyrrhulina aff. brevis
56,16
0,07 0,31 16,48
26,34
0,44 0,2 Onívoro
Brachyhypopomus sp.
42,21
19,83 1,13
36,83
Onívoro
Gymnocorymbus sp. 0,03 0,13
49,19
0,29
50,36
Onívoro
Hemigrammus ocellifer
35,82
0,15
54,04
0,77 4,1 5,12 Onívoro
Hemigrammus sp.
47,7
14,87 0,78 0,64 2,87
22,39
0,08 10,67 Onívoro
Laemolyta petiti 5,55 0,18
57,54
1,97
34,71
0,05 Onívoro
Leporinus affinis
46,73
1,39 6,36 0,07 15,26 0,04
30,12
0,03 Onívoro
Leporinus friderici
43,28
0,64 18,23 0,06
37,75
0,04 Onívoro
Mesonauta acora
36,98
0,07
48,07
0,62 12,96 1,23 0,07 Onívoro
Metynnis aff. lippincottianus 9,99 0,04
38,3
2,9 1,9
33,38
13,46 0,03 Onívoro
Moenkhausia aff. ceros
57,54
5,78 9,54 0,98
16,76
9,22 0,18 Onívoro
Moenkhausia collettii
22,49
33,9
0,46
24,04
3,2 15,91 Onívoro
79
ANEXO 4: Continuação
ESPÉCIE
IA
SEM/
FRU
INV
BENT
ZOO DET PERIF VEG ARAC PX IT L. PX
ESC/
NADAD
CAM MOL
INS
N.I.
OTRS CAT TRÓF
Sternopygus macrurus 7,31 18,56
40,84
1,74
31,55
Onívoro
Triportheus trifurcatus
40,87
0,06 8,3
23,29
13,58 0,19 8,43 5,28 Onívoro
Platydoras costatus 3,1 2,63 4,44
20,59
1,44 1,8
58,85
7,15 Onívoro
Moenkhausia jamesi
24,98 48,58
16,68 1,34 7,08 1,34 Onívoro
80
ANEXO 5: Valores do índice alimentar para os recursos utilizados e classificação trófica das espécies analisadas no rio Trombetas, Pará, IA= insetos
aquáticos, DET= detrito, PX= peixe, VEG= estruturas vegetais, INV BENT= invertebrados bentônicos, PERIF= perifiton, SEM/FRU= sementes e frutos,
OTRS= outros, ARAC= Aracnídeos, IT= insetos terrestres, ZOO= zooplâncton, MOL= moluscos, CAM= camarão, ESC/NADAD= escamas e nadadeiras,
L. PX= larvas de peixes, INS N.I.= insetos não identificados, CAT TRÓF= categorias tróficas. Os valores de índice alimentare em negrito foram os que
determinaram a classificação trófica da espécie.
ESPECIES IA DET PX VEG
INV
BENT
PERIF
SEM/
FRUT
OTRS ARAC IT ZOO MOL CAM
ESC/
NADAD
L. PX
I NS
N.I.
CAT TRÓF
Acaronia nassa
66.67
1.78 4.44 2.22 5.33 19.56 Insetívoro
Anchoviella jamesi
100
Insetívoro
Anchoviella sp.2
89,24
7,36 3,4 Insetívoro
Carnigiela marthae
91,37
1,1 6,43 0,44 0,66 Insetívoro
Eigenmannia. trilineata
86,58
2,43 7,82 0,11 2,11 0,95 Insetívoro
Hemigrammus ocellifer
77,8
11,76 0,42 2,14 0,12 7,76 Insetívoro
Heterocharax virgulatus
84,61
2,73 1,41 11,25 Insetívoro
Hoplias malabaricus
91,3
8,7 Insetívoro
Moenkhausia collettii
74,41
11,99 4,1 7,66 0,01 0,02 1,23 0,41 0,17 Insetívoro
Trachelyopterus sp.
85
4,77 0,01 6,12 0,43 3,67 Insetívoro
Synbranchus sp.
69,4
13,34 15,66 0,5 0,3 0,8 Insetívoro
Chalceus epakros 23,1 9,15 2,36 5,39
60
Insetívoro
Metynnis luna
19,59
0,12 11,62
67,18
0,09 1,08 0,09 0,23 Invertívoro
Leporinus fasciatus
22,73
7,27 9,96
39,29
20,14 0,55 0,01 0,05 Invertívoro
Sternopygus macrurus 10,06 1,32 7,9 4,67 0,332 0,01 0,004 0,06
75,64
0,004 Invertívoro
Caquetaia spectabilis
43,69
0,5
43,52
10,42 0,18 0,03 1,11 0,55
Carnívoro
generalista
Lycengraulis batesii
99,45
0,55 Piscívoro
Serrasalmus elongatus 3,64 0,67 0,19 1,8 0,94
92,76
Piscívoro
Apistogramma angayuara 0,02
87,11
0,07 11,57 0,01 1,22 Detritívoro
Apistogramma salpiction 16,97
65,6
1,38 2,26 11,9 1,89 Detritívoro
Farlowella amazona 0,03
99,97
Detritívoro
Hypoptopoma gulare
99,99
0,01 Detritívoro
Myloplus torquatus 1,2 0,26 17,14
80,28
0,26 0,86 Herbívoro
Leporinus agassizi 6,93
55,71
37,29
0,07 Herbívoro
Moenkhausia cotinho 20,43
61,78
0,68 2,5 3,38 11,23 Herbívoro
81
ANEXO 5: Continuação
ESPECIES IA DET PX VEG
INV
BENT
PERIF
SEM/
FRUT
OTRS ARAC IT ZOO MOL CAM
ESC/
NADAD
L. PX
I NS
N.I.
CAT TRÓF
Nannostomus unifasciatus 27,27
72,73
Perifitívoro
Moenkhausia sp. 2
89,76
10,24 Perifitívoro
Moenkhausia sp. 3 0,61 6,13
92,89
0,37 Perifitívoro
Heterocharax macrolepis
51 23,05
2,53 0,71 22,71 Onívoro
Heros sp.
40,09 58,8
0,67 0 0,13 0,22 0,09 Onívoro
Hyphessobrycon
pulchripinnis 4,64
27,7
6,43 14
42,94
0,1 0,05 4,14 Onívoro
Phenacogaster sp.
49,63 43,65
1,73 3,52 0,23 0,97 0,27 Onívoro
Moenkhausia lepidura
30.57
4.06
29.74
27 0.88 0.1 0.6 6.55 0.05 Onívoro
Moenkhausia sp.
38,76
11,3
34,34
0,07 5,76 0,52 0,22 9,03 Onívoro
Mesonauta festivus 2,49
59,88
21,27
0,15 13,7 1,66 0,25 0,07 0,36 0,17 Onívoro
Moenkhausia aff. brownii 4,85 9,63
35,67 28,49
20,04 0,4 0,66 0,26 Onívoro
Moenkhausia aff. ceros
25,52
12,37 3,3 13,08
45,14
0,55 0,02 0,02 Onívoro
Hypselecara temporalis 9,82
37,73
9,61
15,16
0,53
18,71
0 8,27 0,17 Onívoro
Laemolyta taeniata
34,62
30,11
32,11
1,54 0 1,62 Onívoro
Laetacara curviceps
26,76
0,43 11,53 6,07
54,83
0,3 0,08 Onívoro
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