ads:
Relações entre complexidade de habitat e comunidade
de peixes de costão rochoso
M
M
a
a
r
r
c
c
e
e
l
l
o
o
S
S
i
i
l
l
v
v
e
e
i
i
r
r
a
a
Florianópolis
2010
ads:
Livros Grátis
http://www.livrosgratis.com.br
Milhares de livros grátis para download.
1
M
M
a
a
r
r
c
c
e
e
l
l
o
o
S
S
i
i
l
l
v
v
e
e
i
i
r
r
a
a
Relações entre complexidade de habitat e comunidade
de peixes de costão rochoso
Dissertação apresentada ao Programa
de Pós-Graduação em Ecologia da
Universidade Federal de Santa Catarina,
para obtenção de título de Mestre em
Ecologia.
Área de concentração: Ecologia, Bases
Ecológicas para o Manejo e
Conservação de Ecossistemas Costeiros
Orientador(a): Dr. Sergio R. Floeter
Florianópolis
2010
ads:
2
AGRADECIMENTOS
À Deus por permitir que eu nascesse nessa família maravilhosa, que me
proporcionou uma vida com paz, muito amor e dignidade, possibilitando trilhar
caminhos de luz/conhecimento.
À minha família pelo amor, carinho e apoio, por ser meu porto seguro nas
tempestades da vida e minha linha mestra para que alcançasse da melhor maneira os
meus objetivos.
À minha esposa linda por seu amor, por dar sempre aquele conselho amigo e
calmante e entender minhas limitações em atender suas expectativas, especialmente
nos momentos em que estive “mergulhando” com os peixes recifais.
Ao meu orientador e amigo, Sergio Floeter, que me apresentou o mundo da
Ciência e vem me ensinando que sempre vale a pena acreditar nos sonhos quando se
faz por onde (“tuuudo vai dar certo”).
Aos amigos que fazem de minha vida uma caminhada prazerosa e repleta de
momentos agradáveis.
Aos meus amigos do LBMM, em especial Diego e Daniel, grandes companheiros e
apoiadores, que me fizeram sempre sentir que nunca estava sozinho nas grandes
empreitadas.
Aos amigos e colaboradores dessa dissertação, Diego Barneche, Daniel
Dinslaken, Guilherme Longo, Osmar Luiz Jr., João Paulo Krajewski, Camilo Penas e
Sergio Floeter, pelas revisões e/ou contribuições.
Ao Programa de Pós-Graduação em Ecologia/UFSC, em destaque os professores,
por todo apoio, disponibilidade e empenho em fazer as coisas acontecerem mesmo
quando não existiam os meios adequados.
Ao CNPq pelo apoio logístico para realização das etapas de campo e pelo apoio
por meio de concessão de bolsa de mestrado.
3
RESUMO
Uma das causas atribuídas à reconhecida diversidade dos peixes recifais é a
complexidade estrutural do ambiente em que vivem. Assim, diversas variáveis de
complexidade de habitat têm sido propostas para caracterizar a complexidade
estrutural dos recifes, bem como diferentes metodologias para acessá-las. Entretanto
a maioria das proposições aconteceu em recifes de corais, existindo ainda muitas
dúvidas sobre a diferença da funcionalidade da complexidade de habitat entre recifes
rochosos e coralíneos. Nesse contexto o presente estudo (1) abordou a complexidade
de habitat em costões rochosos com uma perspectiva sobre metodologias
(quantitativas e qualitativas) utilizadas para acessá-la e quantificá-la nesses ambientes;
(2) testou o potencial de três diferentes variáveis de complexidade de habitat
(rugosidade, número e tamanho de tocas) em explicar variações de densidade,
biomassa e riqueza de espécies de peixes de costão rochoso; e (3) avaliou o potencial
da variável ambiental profundidade em explicar variações de densidade e riqueza de
espécies em diferentes localidades da costa brasileira dispostas em gradiente
latitudinal. Constatamos que atenção especial deve ser dada na aplicação de
metodologias de avaliação da complexidade do habitat de recife de corais em recifes
rochosos. Recomendamos, diante da necessidade, a utilização de estimativas visuais
(metodologia qualitativa) para tais avaliações em recifes rochosos, as quais mostraram
ser apropriadas por agregarem feições distintas da heterogeneidade do habitat. A
variável número de tocas foi a que se relacionou mais fortemente com os parâmetros
de comunidade estudados, mostrando sua importância na complexidade estrutural de
recifes rochosos. Relações entre peixe e habitat escalas dependentes – tamanho dos
peixes vs. diâmetro das tocas – evidenciaram a importância de estudos que
contemplem a escala de complexidade de habitat adequada para que seja possível
reconhecer sua funcionalidade em comunidades e/ou populações. Por outro lado, o
índice de rugosidade, amplamente empregado em recifes de corais, deve ser utilizado
com cautela, e de preferência como variável complementar ou secundária em estudos
de comunidade de peixes de costão rochoso. A densidade de grupos tróficos que
vivem mais associados ao substrato apresentou correlações mais fortes com as
variáveis de complexidade de habitat, mostrando a importância de análises
4
particionadas em grupos tróficos dentro das comunidades. A variável ambiental
profundidade não foi suficiente para explicar a distribuição vertical de densidade dos
peixes ao longo da costa brasileira, o que pode ter sido fruto da pequena variação de
profundidade analisada. Mesmo que se tenham encontrado algumas correlações entre
populações de peixes e profundidade, os dados foram insuficientes para conclusões
mais definitivas. Embora grande parte dos peixes recifais seja versátil e possua
distribuição ampla no recife, alguns são restritos a determinado estrato de
profundidade, o que pode ser usado para caracterizar esses habitats.
Palavras-chave: complexidade de habitat, rugosidade, tocas, costão rochoso,
profundidade, grupos tróficos, peixes recifais.
5
ABSTRACT
Habitat structure is recognized as one of the main factors driving the great diversity of
reef fishes found today. Several components of habitat complexity as well as different
methodologies to access them have been proposed to characterize such structure.
However, most studies have been developed over coral reefs and there is still doubt
whether the observed patterns can be extended to rocky reefs. In the present study I
(1) evaluated two types (quantitative and qualitative) of methodologies to access the
habitat complexity on rocky reefs; (2) tested whether three habitat complexity
components (rugosity, number and size of holes) explain density, biomass and richness
of rocky reef fish; (3) evaluated depth distributional patterns of density and richness of
rocky reef fish through a latitudinal gradient in the Brazilian province. Careful must be
taken when applying coral-reef-habitat-complexity methodologies to rocky reefs. We
recommend visual estimative (qualitative) on rocky reefs as they unite different facets
of habitat heterogeneity at once. Within habitat complexity components, number of
holes was the most related to biological factors herein evaluated. Size classes of fish
was related to diameter of holes and it illustrates the importance of scale when
evaluating the efficiency of habitat complexity to explain community/population
distributional patterns. On the other hand caution must be taken with the rugosity
index, which is largely used on coral reefs, and should be used as a complementary
measure of habitat complexity on rocky reef fish community studies. The density of
those trophic groups that live more associated with the substratum correlated strongly
with components of habitat studied, showing the importance of partitioned analysis in
trophic groups within communities. Depth itself could not explain the vertical
distribution of fish density along the Brazilian coast, perhaps due to the small scale
here analyzed (until 15m of depth). Although there are correlations between fish
populations and depth, data are insufficient to enable more definitive conclusions to
be drawn. Most reef fishes are versatile and distributed widely over the reef, however,
some are restricted to a given depth stratum and, hence, may be used to characterize
those habitats.
Key-words: habitat complexity, rugosity, holes, rocky reefs, depth, trophic groups, reef
fishes.
6
LISTA DE FIGURAS
CAPÍTULO 1
Figura 1: Ilhas amostradas ao longo do estudo. 1) Galés Lili, 2) Galés Porto do Brás, 3)
Arvoredo Rancho Norte, 4) Arvoredo Saco da Água, 5) Arvoredo Saco do Capim, 6)
Deserta Norte, 7) Ilha do Campeche Norte, 8) Ilha do Campeche Sul, 9) Moleques do
Sul...................................................................................................................................20
Figura 2: Método da corrente para estimativa da rugosidade do substrato nos
diferentes intervalos de profundidade estudados.........................................................21
Figura 3: Número de tocas em cada classe de tamanho por 10m²................................23
Figura 4: Estimativas visuais da complexidade de habitat em cada estrato de
profundidade dos locais estudados................................................................................24
Figura 5: Médias do índice de rugosidade, número de tocas total, número de tocas
menores de 10cm e número de tocas maiores de 10cm por estrato de
profundidade..................................................................................................................25
Figura 6: Correlações do índice de rugosidade médio com as variáveis número de tocas
total, número de tocas menores de 10cm e número de tocas maiores de 10cm..........25
Figura 7: Média das variáveis de complexidade de habitat rugosidade, número de tocas
total, número de tocas menores de 10cm e número de tocas maiores de 10cm..........26
CAPÍTULO 2
Figura 1: Ilhas amostradas ao longo do estudo. 1) Galés Lili, 2) Galés Porto do Brás, 3)
Arvoredo Rancho Norte, 4) Arvoredo Saco da Água, 5) Arvoredo Saco do Capim, 6)
Deserta Norte, 7) Ilha Campeche Norte, 8) Ilha Campeche Sul, 9) Moleques do
Sul...................................................................................................................................39
7
Figura 2: Metodologia de transecto linear adotada para observação...........................40
Figura 3: Método da corrente para estimativa da rugosidade do substrato nos
diferentes intervalos de profundidade estudados.........................................................41
Figura 4: Coeficientes de regressão linear simples (R²) do número de tocas de cada
classe de tamanho com cada classe de tamanho de peixes...........................................45
Figura 5: Coeficientes de regressão linear simples (R²) do número de tocas de cada
classe de tamanho com classes de tamanho de cinco espécies de peixes. As cinco
espécies foram escolhidas por apresentarem correlação significativa da densidade
total com o número de tocas total.................................................................................48
CAPÍTULO 3
Figure 1: Studied islands along Brazilian coast……………………………………………………………63
Figure 2: Relative abundance of trophic groups in each depth at the studied sites……..65
Figure 3: Mean density/40m² of different trophic groups in each depth at the studied
sites. Trophic groups: THER = territorial herbivores, ROVH = roving herbivores, OMNI =
omnivores, SINV = sessile invertebrate feeders…………………………………………………………..67
Figure 4: Mean density/40m² of different trophic groups in each depth at the studied
sites. Trophic groups: PLA = planktivores, MINV = mobile invertebrate feeders, CAR =
carnivores, PISC = piscivores……………………………………………………………………………………….68
Figure 5: Relative abundance of most abundant species for selected trophic groups in
each depth at studied sites. Trophic groups: THER = territorial herbivores, PLA =
planktivores, OMNI = omnivores, CAR = carnivores…………………………………..………………..69
Figure 6: Mean richness/40m² in each depth at studied sites…………………………………..…71
8
LISTA DE TABELAS
CAPÍTULO 2
Tabela 1: Regressão linear simples (R²) das variáveis de complexidade de habitat com a
densidade total, biomassa total, riqueza de espécies e densidade de cada grupo
trófico.............................................................................................................................44
Tabela 2: Regressão linear simples (R²) das variáveis de complexidade de habitat com
as 23 espécies mais abundantes.....................................................................................46
9
LISTA DE ABREVIATURAS
ABU SAX – Abudefduf saxatilis
ANI VIR – Anisotremus virginicus
ARN – Arvoredo Rancho Norte
ASA – Arvoredo Saco da Água
ASC – Arvoredo Saco do Capim
CAM – Ilha do Campeche
CAR – carnivores
CEP FUL – Cephalopholis fulva
CEP FUR – Cephalopholis furcifer
CHA STR – Chaetodon striatus
CHR JUB – Chromis jubauna
CHR MUL – Chromis multilineata
CIM – comedores de invertebrados móveis
CIMAS – comedores de invertebrados móveis associados ao substrato
CIS – comedores de invertebrados sésseis
CLE BRA – Clepticus brasiliensis
COR GLA – Coryphopterus glaucofraenum
COR SPP – Coryphopterus spp.
CN – Ilha do Campeche Norte
CS – Ilha do Campeche Sul
DES – Ilha Deserta
DIP ARG – Diplodus argenteus
DN – Deserta Norte
DUL AUR – Dules auriga
ESC – Escalvada
GL – Galés Lili
GTS – Galés Toca da Salema
HAE AUR – Haemulon aurolineatum
HVAG – herbívoros vagueadores
10
HTER – herbívoros territoriais.
HYP NIV – Hyporthodus niveatus
KHY SPP – Kyphosus spp.
LAJE – Laje de Santos
LUT ANA – Lutjanus analis
LUT CHR – Lutjanus chrysurus
MAL DEL – Malacoctenus delalandii
MCAR – macrocarnívoros
MCAR – macrocarnivores (carnivores+piscivores)
MINV – mobile invertebrate feeders
MOL – Moleques do Sul.
MYC ACU – Mycteroperca acutirostris
MYC MAR – Mycteroperca marginata
ODO DEN – Odontoscion dentex
OMNI – omnivores
ONI – onívoros
ONIAS – onívoros associados ao substrato
OPH TRI – Ophioblennius trinitatis
ORT RUB – Orthopristis ruber
PAR ACU – Pareques acuminatus
PAR MAR – Parablennius marmoreus
PAR PIL – Parablennius pilicornis
PAR SPP – Parablennius spp.
PEM SCH – Pempheris schomburgkii
PISC – piscivores
PLA – planctívoros
PLA – planktivores
PSE DEN – Pseudocaranx dentex
PSE MAC – Pseudupeneus maculatus
RHO AUR – Rhomboplites aurorubens
ROVH – roving herbivores
11
RYP SAP – Rypticus saponaceus
SCA CRI – Scartella cristata
SINV – sessile invertebrate feeders
SPH SPE – Sphoeroides spengleri
STE FUS – Stegastes fuscus
STE PIC – Stegastes pictus
STE VAR – Stegastes variabilis
SPHYR – Sphyraena spp.
STE HIS – Stephanolepis hispidus
THA NOR – Thalassoma noronhanum.
THER – territorial herbivores
TRE – Três Ilhas
12
SUMÁRIO
Introdução geral..............................................................................................14
Capítulo 1 - Metodologias de acesso a complexidade de habitat em costão
rochoso: avaliações quantitativas e qualitativas (Formatado segundo
Neotropical Ichthyology)..................................................................................16
Introdução...............................................................................................16
Materiais e Métodos...............................................................................18
Resultados...............................................................................................23
Discussão.................................................................................................26
Conclusões..............................................................................................30
Referências..............................................................................................30
Apêndice 1...............................................................................................34
Capítulo 2 - Relações entre complexidade de habitat e parâmetros de
comunidades de peixes de costão rochoso (Formatado segundo Environmental
Biology of Fishes).............................................................................................35
Introdução...............................................................................................36
Materiais e Métodos...............................................................................38
Resultados...............................................................................................43
Discussão.................................................................................................48
Conclusões..............................................................................................53
Referências..............................................................................................53
Apêndice 1...............................................................................................56
Apêndice 2...............................................................................................57
Capítulo 3 - Depth distribution of rocky reef fishes along the Brazilian coast
(Formatado segundo Journal of Fish Biology)…………………………………………………………..60
Introduction…………………………………………………………………………………………61
Materials and Methods……………………………………………………………………….62
13
Results…………………………………………………………………………………………………64
Discussion……………………………………………………………………………………………71
Conclusions..............................................................................................75
References...............................................................................................76
Conclusões gerais………………………………………………………………………………………....82
Referências gerais (Introdução e Conclusões)...................................................84
14
Introdução geral
Dentre as tentativas de descobrir as causas dos padrões de abundância e
diversidade das populações e comunidades existentes na natureza podem-se
encontrar diversas explicações relacionadas às características do habitat (Townsend et
al., 2006). Essas afirmações não estão apenas embasadas na relação entre meio biótico
e abiótico, mas também nas consequências decorrentes dessa relação. Quer-se dizer
que no momento em que o habitat oferece refúgio contra predadores, proteção ao
hidrodinamismo, recursos alimentares, ou qualquer beneficio ou malefício direto aos
indivíduos nele viventes, ele também pode causar mudanças nas interações entre os
animais agindo como co-determinante para ocorrência de maior ou menor número de
indivíduos ou espécies (e.g. Shima et al., 2008).
Uma das causas atribuídas à reconhecida alta diversidade dos peixes recifais é a
complexidade estrutural do ambiente em que vivem. Por isso, nos últimos 30 anos
diversos estudos com enfoque na questão estrutural do habitat recifal têm tentado
responder de que forma essa característica pode influenciar na diversidade e
abundância dos peixes recifais. Assim, diversas variáveis de complexidade de habitat
têm sido propostas para caracterizar a complexidade estrutural dos recifes. Dentre
elas pode-se citar o relevo, topografia ou rugosidade do recife (Friedlander & Parrish,
1998; Friedlander et al., 2003; Mckenna Jr., 1997; Wilson et al., 2007), número e
diâmetro de tocas ou buracos (Gratwicke & Speight, 2005a; Roberts & Ormond, 1987);
e inclinação do recife (McGehee, 1994; Letourneur et al., 2003). Para cada variável
acima foram propostas diversas metodologias para quantificá-las (Luckhurst &
Luckhurst, 1978; McCormick, 1994; Gratwicke & Speight, 2005a; b; Kuffner et al., 2007;
Wilson et al., 2007; Purkis et al., 2008; Meelin et al., 2009). Além das citadas outra
importante variável ambiental tem recebido considerável atenção pelos ecólogos
marinhos, a profundidade (McGehee, 1994; Srinavasan, 2003).
Apesar do extenso esforço realizado para entender tais questões, outro
questionamento também pode ser feito: De que forma a funcionalidade da
complexidade estrutural em recifes rochosos difere daquela observada em recifes de
corais ou de algas? Essa pergunta ainda se encontra com resposta bastante incipiente,
15
especialmente pelo fato de serem escassos os estudos que avaliem a complexidade
estrutural de recifes rochosos e sua relação com a ictiofauna.
Nesse contexto essa dissertação visa preencher lacunas do conhecimento acerca
dos fatores estruturadores de comunidade de peixes de costão rochoso, avaliando as
possíveis relações entre complexidade de habitat e parâmetros descritores da
comunidade.
No Capítulo 1, trabalhou-se a complexidade de habitat em costão rochoso com
uma perspectiva sobre metodologias utilizadas para acessá-la e quantificá-la nesses
ambientes. Além disso, foi avaliada a aplicabilidade de uma metodologia qualitativa – a
estimativa visual – para caracterizar a complexidade do habitat, a qual possibilita uma
avaliação da complexidade com economia de tempo e recursos (humanos e
financeiros).
No Capítulo 2, três diferentes variáveis de complexidade de habitat (rugosidade,
número e tamanho de tocas) foram testadas para explicar variações de densidade,
biomassa e riqueza de espécies de peixes de costão rochoso. Ainda, dados de
densidade classificados em grupos tróficos e classes de tamanho de indivíduos foram
analisados em relação às variáveis abióticas de complexidade.
No Capítulo 3, foi avaliado o potencial da profundidade em explicar variações de
densidade e riqueza de espécies em diferentes localidades da costa brasileira dispostas
em gradiente latitudinal.
16
CAPÍTULO 1 – Formatado segundo Neotropical Ichthyology
METODOLOGIAS DE ACESSO À COMPLEXIDADE DE HABITAT EM COSTÃO ROCHOSO:
AVALIAÇÕES QUANTITATIVAS E QUALITATIVAS
RESUMO
Avaliamos a eficiência de metodologias geralmente utilizadas para acessar e
quantificar a complexidade de habitat em costão rochoso. O índice de rugosidade, o
número e tamanho de tocas foram testados, assim como a aplicabilidade de uma
metodologia qualitativa – a estimativa visual – a qual possibilita uma avaliação da
complexidade com economia de tempo e recursos (humanos e financeiros).
Constatamos que atenção especial deve ser dada na aplicação em recifes rochosos de
metodologias de avaliação da complexidade do habitat de recife de corais.
Recomendamos a utilização de estimativas visuais para tais avaliações em recifes
rochosos, as quais mostraram ser apropriadas por agregarem feições distintas da
heterogeneidade do habitat. Estudos em ambientes recifais que utilizem as variáveis
de complexidade de habitat (i.e., rugosidade, número e tamanho de tocas) como
explicativas devem considerar o fator profundidade no delineamento amostral. As
variações encontradas nessas variáveis por estrato de profundidade mostram que ao
se desconsiderar a profundidade pode-se estar mascarando o efeito da complexidade
de habitat em comunidades.
Palavras-chave: metodologia, complexidade de habitat, costão rochoso, estimativa
visual, rugosidade, tocas.
INTRODUÇÃO
Os ambientes não são homogêneos no tempo e no espaço (Rosenzweig, 1995;
Shima et al., 2008), e dada a importância do ambiente na caracterização do nicho
ecológico (Hutchinson, 1959), distintas interações entre as espécies ocorrem
paralelamente a essas dimensões (Shima et al., 2008). Por isso, têm-se procurado
entender quais características do ambiente o torna heterogêneo e capaz de suportar
17
maior ou menor número de espécies e/ou abundância das espécies. Uma dessas
importantes características em ambientes recifais é a complexidade estrutural,
especialmente em escala local (Clua et al., 2006). Com o intuito de descrevê-la,
diversas variáveis são utilizadas, dentre elas: rugosidade ou complexidade topográfica,
inclinação e altura do recife, número e tamanho de tocas, porcentagem de substrato
consolidado.
Três décadas de discussão se passaram desde o trabalho pioneiro de Luckhurst &
Luckhurst (1978) e ao longo desse tempo a variável rugosidade, em especial, chamou a
atenção dos ecólogos marinhos. Isso porque se acreditou que variações de abundância
e riqueza das espécies poderiam estar associadas a ela e tal hipótese deveria ser
testada (Luckhurst & Luckhurst, 1978; Roberts & Ormond, 1987; Ohman & Rajasuriya,
1998; Ferreira et al., 2001; Gratwicke & Speight, 2005a; b; Mendonça Neto et al.,
2008). O fundamento ecológico da variável rugosidade baseia-se na existência de
contornos mais heterogêneos permitindo o estabelecimento de uma maior
diversidade de espécies, assim como de indivíduos (Luckhurst & Luckhurst, 1978).
Desse modo, diversas metodologias de acesso a rugosidade vêm sendo testadas, desde
sofisticadas e/ou financeiramente custosas com base em sensoriamento remoto (ver
revisão em Mellin et al, 2009), com uso de aeronaves dotadas de lasers (Kuffner et al.,
2007) ou imagens de satélite (Purkis et al., 2008), por exemplo, até aquelas mais
baratas, porém algumas vezes demoradas como o método da corrente (Risk, 1972;
Luckhurst & Luckhurst, 1978) e o “consecutive needles” (McCormick, 1994).
Entretanto, a rugosidade refere-se mais à topografia ou relevo do recife, e
muitas das metodologias utilizadas para quantificá-la desconsideram os espaços
internos do recife (i.e., tocas, fendas), esses de grande importância para as espécies.
Nesse sentido, estudos vêm mostrando a necessidade de se acessar quantitativamente
as tocas existentes em determinado recife (Roberts & Ormond, 1987; Hixon & Beets,
1993; Gratwicke & Speight, 2005a), especialmente em recifes rochosos, onde a
importância dessa variável parece ser ainda maior (Ferreira et al., 2001). Ferreira et al.
(2001) sugerem que a complexidade em recifes de rochas é principalmente
determinada pela presença ou ausência de buracos, conseqüência da sobreposição das
rochas.
18
Correlações entre diferentes variáveis de complexidade de habitat têm indicado
interdependências entre elas (Gratwicke & Speight, 2005a; Wilson et al., 2007). Então
uma das hipóteses para os recifes rochosos é de a sobreposição das rochas ser
responsável por aumentar a rugosidade assim como prover uma maior quantidade de
tocas, estando essas duas características ambientais interdependentes. Assim,
entender sobre a rugosidade e as tocas existentes parecem ser pontos referenciais nos
estudos das estruturas dos habitats dos peixes de recifes rochosos.
Certas medidas de complexidade de habitat, como a rugosidade e o número e
tamanho de tocas, podem exigir tempo e pessoal em escala que tornem inviáveis suas
aplicações (Wilson et al., 2007), tanto em função de recursos financeiros como
humanos. Além disso, toda a discussão sobre qual variável de complexidade forneceria
um melhor retrato da estrutura tridimensional e melhor se relacionaria com a
comunidade biológica estudada pode fazer o pesquisador desconsiderar essa variável
ambiental de seu estudo.
Com o intuito de representar de maneira geral, rápida e qualitativa a
complexidade de habitat, avaliações visuais têm sido empregadas (Polunin & Roberts,
2003; Gratwicke & Speight, 2005a; Wilson et al., 2007). Apesar de críticas quanto ao
subjetivismo e tendências do observador quanto ao método visual, Wilson et al. (2007)
conseguiram demonstrar a eficácia e o poder dessa técnica, correlacionando-a com
medidas quantitativas. Entretanto, o estudo citado foi desenvolvido em recifes de
corais, e até o momento nada se sabe sobre a eficácia do método visual em recifes
rochosos.
Diante do exposto o presente estudo analisa as possíveis relações existentes
entre as variáveis de complexidade de habitat rugosidade, número de tocas e tamanho
de tocas, além de avaliar a efetividade de estimativas visuais de complexidade de
habitat em costão rochoso.
MATERIAIS E MÉTODOS
Área de Estudo
As coletas de dados aconteceram durante os verões e outonos de 2008 e 2009, e
foram realizadas em três ilhas (ou conjunto de ilhas) (Fig. 1) próximas à costa da Ilha de
19
Santa Catarina, Brasil. São elas: Arquipélago do Arvoredo, Ilha do Campeche e
Arquipélago Moleques do Sul.
Arquipélago do Arvoredo: É formado pela Ilha do Arvoredo, Ilha Deserta, Ilha da
Galé e Calhau de São Pedro, pertencendo quase integralmente à Reserva Biológica
Marinha do Arvoredo (Fig. 1), implantada em março de 1990, pelo Decreto Federal de
n° 99.142/90. Localizado a 11 km da costa, distingue-se das outras ilhas por ser o único
local em que existem porções com restrição total à pesca, por ser uma Reserva
Biológica (Brasil, 2000). Foram escolhidos dois pontos de estudo na Ilha da Galé (Lili e
Porto do Brás), três pontos na Ilha do Arvoredo (Rancho Norte, Saco da Água e Saco do
Capim) e um na Ilha Deserta (Deserta Norte). Dentre esses pontos estudados no
Arquipélago do Arvoredo, o Saco do Capim distingue-se dos demais por estar fora da
área da Reserva Biológica, ou seja, na área de entorno.
Ilha do Campeche: Localizada a 1,7 Km da Ilha de Santa Catarina, a mesma
funciona como ancoradouro de embarcações de pesca durante as frentes frias, sendo
freqüente a pesca por canoas e a caça submarina. Dois pontos foram estudados nessa
ilha (Ilha Campeche Norte e Ilha Campeche Sul).
Arquipélago Moleques do Sul: A parte emersa desse arquipélago está inserida no
Parque Estadual do Tabuleiro, e o arquipélago como um todo está integralmente
situado dentro dos limites da Área de Proteção Ambiental da Baleia Franca, uma
Unidade de Conservação pertencente à categoria de uso sustentável (Brasil, 2000), na
qual a pesca é permitida porém deve seguir normas específicas estabelecidas para a
área. Apenas um ponto dessa ilha foi estudado.
20
Fig. 1. Ilhas amostradas ao longo do estudo. Polígono hachurado representa os limites da
Reserva Biológica Marinha do Arvoredo. Os números indicam os pontos de estudo dentro de
cada ilha: 1) Galé Lili, 2) Galé Toca da Salema, 3) Arvoredo Rancho Norte, 4) Arvoredo Saco da
Água, 5) Arvoredo Saco do Capim, 6) Deserta Norte, 7) Ilha do Campeche Norte, 8) Ilha do
Campeche Sul, 9) Moleques do Sul.
Avaliação da complexidade de habitat
A complexidade de habitat foi acessada por metodologias quantitativas e
qualitativas. Ambas foram desenvolvidas nos seguintes intervalos de profundidade de
cada local: 3-5, 9-11 e 14-16 metros. Considerando que somente em poucas
localidades o terceiro intervalo apresentou substrato consolidado (recife), na maioria
das localidades apenas os dois primeiros intervalos foram avaliados. Todos os dados
foram coletados por somente um amostrador.
21
Metodologias quantitativas
Três indicadores quantitativos da complexidade de habitat foram utilizados, a
rugosidade, o tamanho e número de tocas.
A rugosidade foi medida pelo método da corrente (“chain link method”)
(Luckhurst & Luckhurst, 1978; Ferreira et al., 2001; Wilson et al., 2007), que consiste
em estender uma corrente com um comprimento conhecido sobre o substrato, a qual
se molda ao relevo, contornando-o. Em seguida é medida a distância linear percorrida
pela corrente (Fig. 2). A razão entre o comprimento da corrente e a distância linear é o
valor do índice de rugosidade do substrato “r” (Luckhurst & Luckhurst, 1978). Em cada
intervalo de profundidade estudado foram realizadas quatro réplicas do índice de
rugosidade.
Fig. 2. Método da corrente para estimativa da rugosidade do substrato nos diferentes
intervalos de profundidade estudados. MC = medida do comprimento da corrente; ML =
medida da distância linear; r = índice de rugosidade do substrato.
O tamanho e número de tocas foram acessados através de transectos lineares
10x1 m. Foram feitas quatro réplicas por intervalo de profundidade de cada local de
estudo. Durante o transecto foi anotado o diâmetro máximo de cada toca
contabilizada (Ferreira et al., 2001; Wilson et al., 2007).
22
Metodologia qualitativa
Foi realizada uma estimativa visual qualitativa da rugosidade por intervalo de
profundidade de cada local. Quando o mergulhador chegava ao estrato de
profundidade desejado classificava em determinado nível de complexidade (baixa,
média e alta) segundo comparação entre os locais/estratos de profundidade de estudo
e baseado nos seguintes parâmetros:
Complexidade baixa – em geral rochas ≤0,5m de diâmetro espalhadas sobre o
fundo arenoso; ou rochas maiores, porém longas e planas constituindo um substrato
contínuo; poucas tocas ou ausentes;
Complexidade média – em geral rochas ≤1m de diâmetro; pouco substrato
arenoso a vista; tocas presentes; e
Complexidade alta – em geral rochas >1m de diâmetro; bastantes declives entre
as rochas; tocas presentes.
Análises estatísticas
Em cada intervalo de profundidade dos pontos estudados foram feitas médias
das quatro réplicas do índice de rugosidade e do número de tocas. As tocas
encontradas foram classificadas em menores de 10cm (<10cm) e maiores de 10cm
(>10cm) de diâmetro, possibilitando obter-se um valor de número de tocas segundo
essas classes de diâmetros, além do valor do número total de tocas.
Para testar a eficácia da metodologia qualitativa escolhida foram realizadas
médias dos valores de cada variável quantitativa (rugosidade; número de tocas total, e
por tamanho, se <10cm ou >10cm) para cada classe qualitativa (baixa, média e alta
complexidade).
Os valores das variáveis de complexidade por profundidade e por classe da
estimativa visual foram comparados utilizando-se análise de variância (ANOVA)
(Underwood, 1997; Floeter et al., 2007). Nos casos onde foram confirmadas diferenças
significativas nas análises de variância, o teste a posteriori de Tukey (Tukey-test) de
comparações múltiplas de médias foi empregado (Zar, 1999).
Para testar a relação funcional das variáveis de complexidade de habitat entre
si foram desenvolvidas correlações lineares simples. Os valores das duas variáveis
23
testadas em cada caso foram pareados por intervalo de profundidade de cada local.
Para essas análises o software Statistica versão 7.0 para Windows foi utilizado.
RESULTADOS
O índice de rugosidade variou entre 1,20 e 1,96 (dados em Apêndice 1). O
número de tocas teve seu valor mínimo de zero e máximo de 62,75 tocas/10m². O
número de tocas separado em classes de tamanho variou bastante (Fig. 3). Tocas
<10cm e tocas de 11-20 cm representaram 31 e 42%, respectivamente, do número
total de tocas. As demais classes de tamanho juntas contribuíram com 27%.
Fig. 3. Número de tocas em cada classe de tamanho por 10m².
A estimativa visual de complexidade do habitat revelou uma tendência de
diminuição da complexidade com aumento da profundidade (Fig. 4). Em todos os
locais estudados o estrato subseqüente mais profundo de um mesmo local foi
estimado de igual complexidade ou de complexidade menor. De um total de 21
estimativas (soma do número de estratos de profundidade (2 ou 3) por local
estudado), nove (43%) foram classificadas como “Alta” complexidade, nove (43%)
como “Média” e três (14%) como “Baixa”. As profundidades “3-5m” foram estimadas
24
como “Alta” complexidade, com exceção da localidade Moleques do Sul onde todas as
profundidades foram classificadas como “Média” complexidade.
Fig. 4. Estimativas visuais da complexidade de habitat em cada estrato de profundidade dos
locais estudados. GL=Galé Lili, GTS=Galé Toca da Salema, ARN=Arvoredo Rancho Norte,
ASA=Arvoredo Saco da Água, ASC=Arvoredo Saco do Capim, DN=Deserta Norte, CN=Ilha do
Campeche Norte, CS=Ilha do Campeche Sul, MOL=Moleques do Sul.
As médias do índice de rugosidade e do número de tocas >10cm apresentaram
diminuição significativa (p=0,005 e p=0,04, respectivamente) com aumento da
profundidade (Fig. 5). Em ambos os casos, o teste a posteriori detectou que a
profundidade “9-11m” teve valores mais baixos do que a profundidade “3-5m”. E para
o índice de rugosidade foi detectado que a profundidade “14-16m” foi também menor
que a “3-5m”.
25
Fig. 5. Médias do índice de rugosidade, número de tocas total, número de tocas menores de
10cm e número de tocas maiores de 10cm por estrato de profundidade. Letras indicam grupos
homogêneos (ANOVA – Tukey test) entre profundidades.
Foram encontradas correlações moderadas positivas significativas entre a
rugosidade e o número de tocas total (r=0,49; p=0,03) e entre a rugosidade e o
número de tocas >10cm (r=0,57; p<0,01), sendo essa última mais forte que a primeira
(Fig. 6).
Fig. 6. Correlações do índice de rugosidade médio com as variáveis número de tocas total,
número de tocas menores de 10cm e número de tocas maiores de 10cm.
São apresentadas médias das variáveis de complexidade de habitat mensuradas
separadas de acordo com as estimativas visuais de complexidade (Fig. 7). Foram
26
encontradas semelhanças no sentido de aumento das variáveis medidas
paralelamente ao aumento da categoria da estimativa visual. Somente para a variável
número de tocas <10cm esse aumento não foi significativo (p = 0,28). Embora três
classes de estimativa visual tenham sido utilizadas, nos casos com diferenças
significativas o teste a posteriori evidenciou a formação de apenas dois grupos. Para a
rugosidade a classe de estimativa “Média” agrupou com a classe “Alta”. Já no caso do
número de tocas total agrupou tanto com a “Baixa” como com a “Alta”. E no do
número de tocas >10cm agrupou com a “Baixa”.
Fig. 7. Média das variáveis de complexidade de habitat rugosidade, número de tocas total,
número de tocas menores de 10cm e número de tocas maiores de 10cm. Letras indicam
grupos homogêneos (ANOVA – Tukey test) entre complexidades da estimativa visual.
DISCUSSÃO
A tendência de maior número de tocas na porção mais rasa do recife
apresentada nesse estudo, foi também encontrada em um ambiente de recife de coral
no Mar Vermelho (Roberts & Ormond, 1987). No mesmo recife de coral, tocas de até 5
cm contribuíram com a maior parte do número total de tocas (Roberts & Ormond,
1987). Nos recifes rochosos aqui estudados a maior parte das tocas esteve distribuída
27
na classe de 11-20 cm. Embora tocas <10cm tenham sido abundantes, tocas <5cm
contribuíram com apenas 4,6% do número total de tocas. Isso mostra algumas
diferenças estruturais entre ambientes coralíneos e rochosos, as quais podem
significar efeitos distintos em parâmetros da comunidade de peixes, especialmente
considerando espécies de diferentes tamanhos. A importância desses dados é
ressaltada pelo fato de a distribuição de tocas de diferentes tamanhos por
profundidade ser uma medida mais direta da disponibilidade de proteção para os
peixes do que o índice de superfície (índice que integra a porcentagem de substrato
consolidado com a forma hemisférica ou topografia do mesmo, podendo ser feito um
paralelo ao índice de rugosidade), por exemplo (Roberts & Ormond, 1987).
Ficou evidente a diminuição da rugosidade com aumento da profundidade nos
dados analisados (Fig. 5). Topografia mais plana do recife de coral em direção ao fundo
também já foi observada no Mar Vermelho (Brokovich et al., 2008). Uma das causas
pode ser que a maior movimentação da água nas porções mais rasas causa suspensão
e carregamento dos sedimentos finos descobrindo os substratos maiores (McGehee,
1994), aumentando assim a heterogeneidade do relevo do local.
No presente estudo a rugosidade apareceu moderadamente correlacionada com
o número de tocas (Fig. 6). Resultado semelhante já foi encontrado em recifes de coral
(Gratwicke & Speight, 2005a; Wilson et al., 2007). Da mesma forma a rugosidade
sendo correlacionada mais fortemente com número de tocas maiores (especialmente
>10cm) do que com tocas menores (Wilson et al., 2007), como observado nos costões
rochosos aqui estudados. Esses dados mostram a ineficiência da rugosidade em avaliar
a complexidade de habitat em escalas menores, visto que tocas <10cm também
configuram complexidade estrutural. Tocas menores podem ser mais importantes para
peixes menores (Hixon & Beets, 1993; Capítulo 2), isso pode explicar a falta de relações
entre a rugosidade e certos parâmetros da comunidade de peixes em alguns estudos
que desconsideram o tamanho dos indivíduos nas análises (Luckhurst & Luckhurst,
1978; Ferreira et al., 2001). Uma importante diferença da estrutura tridimensional
entre recifes de corais e recifes rochosos pode ser uma maior fractalidade dos
primeiros, causada pelas estruturas coralíneas. Assim sendo, o incremento de maior
número de tocas em função de maior rugosidade pode acontecer em escalas
28
diferentes para esses dois ambientes. Um mesmo valor de índice de rugosidade em
recifes de corais e em recifes rochosos pode significar maior número de tocas no
primeiro. Isso reforça a necessidade de atenção para os refúgios (tocas) em si, e não
em medidas correlatas, como é o caso da rugosidade em ambientes rochosos.
A estimativa visual não apresentou diferenças significativas quando analisado o
número de tocas <10cm. Assim como verificado em recifes de corais, medidas visuais
da topografia não correspondem efetivamente com medidas de complexidade em
escalas pequenas (tocas <10cm de diâmetro) (Wilson et al., 2007). Aparentemente a
percepção de complexidade de um olhar geral sobre o recife é incapaz de perceber a
complexidade nessas escalas. Sabendo que a abundância de espécies menores
responde positivamente ao número de tocas também pequenas (Hixon & Beets, 1993;
Wilson et al., 2007), estimativas visuais não são indicadas em estudos com foco nessas
espécies. Metodologias específicas para essas espécies devem ser utilizadas nesses
casos (Clua et al., 2006), pois, é importante estimar a heterogeneidade ambiental em
escalas nas quais organismos percebam e respondam a ela (Kolasa & Rollo, 1991).
A complexidade do habitat pode ser acessada de diferentes modos, dependendo
de interpretação, e a medida de apenas uma ou duas variáveis de complexidade pode
ser uma tarefa difícil no campo (Gratwicke & Speight, 2005a). Tem sido reconhecido
que no caso de recifes rochosos os parâmetros da comunidade de peixes apresentam
melhores respostas à variável número de tocas, especialmente quando analisada em
classes de tamanho (Ferreira et al., 2001; Capítulo 2). Mas levando em conta a
disponibilidade de recursos e de tempo de um estudo essa variável pode se tornar
inviável. Isso porque a metodologia para a coleta de dados envolve contagens e
estimativas de diâmetros das tocas, através de censos visuais (Ferreira et al., 2001;
Graham et al., 2003; Wilson et al., 2007; Capítulo 2). No estudo de Silveira et al.
(Capítulo 2), por exemplo, o tempo para essas contagens foi de aproximadamente 20%
do tempo dos censos visuais de peixes, o que tornou custosa essa metodologia em
função dos equipamentos necessários para as atividades subaquáticas. Especialmente,
por esse dado ser apenas umas das possíveis variáveis explicativas da variável resposta
estudada (peixes ou qualquer outro grupo biológico).
29
A busca por metodologias rápidas de avaliação da complexidade de habitat já é
tema recorrente em ambientes recifais (Gratwick & Speight, 2005a; Wilson et al.,
2007; Tyler et al., 2009). Diante do que encontramos aqui, estudos que necessitem de
uma avaliação rápida da complexidade do habitat de ambientes de costão rochoso
podem utilizar estimativas visuais para isso. Essa possibilidade já havia sido levantada
para estudos em recifes de corais (Wilson et al., 2007). Entretanto, peculiaridades
desses dois ambientes devem ser levadas em conta quando for definida a estimativa
visual como metodologia a ser utilizada. Para isso recomendamos a adoção de
parâmetros pré-definidos para cada classe de estimativa visual (ver materiais e
métodos). Embora tenham sido definidas três classes de estimativa visual, foram
encontradas diferenças significativas apenas entre duas delas. Estudos que venham a
aplicar essas estimativas devem avaliar a heterogeneidade dos ambientes a serem
estudados, analisando o número de classes de complexidade possíveis de serem
diferenciadas visualmente. E também, como sugerem Wilson et al. (2007), as
estimativas de observadores diferentes devem ser comparadas regularmente e
padronizadas relativamente a medidas quantitativas.
O conhecimento de que diferentes medidas de complexidade topográfica podem
fornecer diferentes interpretações sobre o efeito da estrutura tridimensional em
peixes levam ao questionamento do uso de apenas um descritor da estrutura do
habitat (Jones & Sims, 1998). Por outro lado, medidas de qualidade de habitat, por
serem freqüentemente medidas agregadoras (principalmente a estimativa visual),
podem mascarar variações implícitas na estrutura do habitat, quando se tornam
inapropriadas para a maioria dos peixes recifais (Jones & Sims, 1998). A metodologia
de estimativa visual mostrou estar associada com diferentes feições do habitat
(rugosidade, número de tocas, número de tocas >10cm) o que a torna uma variável
integradora dessas feições.
Com esse estudo de avaliação de metodologias de acesso à complexidade de
habitat de costão rochoso, fizemos as seguintes recomendações e considerações:
1- Avaliação visual da complexidade é uma metodologia rápida, barata,
eficiente e que integra diferentes feições do habitat, sendo ainda uma
30
metodologia praticável em campo em estudos que envolvam outras coletas
de dados;
2- É necessária uma avaliação prévia do ambiente para avaliar o número de
classes possíveis de serem diferenciadas visualmente, além de dar subsídios à
definição de parâmetros que caracterizem cada classe;
3- Para um retrato da complexidade com maiores detalhes recomendamos a
contagem das tocas disponíveis com medição do diâmetro das mesmas.
CONCLUSÕES
Constatamos que atenção especial deve ser dada na aplicação em recifes
rochosos de metodologias de avaliação da complexidade do habitat de recife de corais.
Recomendamos a utilização de estimativas visuais para avaliações em recifes rochosos,
as quais mostraram ser apropriadas por agregarem feições distintas da
heterogeneidade do habitat e exigirem menos tempo e pessoal para sua aplicação.
Estudos em ambientes recifais que utilizem as variáveis de complexidade de
habitat (i.e., rugosidade, número e tamanho de tocas) como explicativas devem
considerar o fator profundidade no delineamento amostral. Encontramos menor
complexidade com aumento da profundidade, mostrando que ao se desconsiderar a
profundidade pode-se estar mascarando o efeito da complexidade de habitat em
comunidades.
REFERÊNCIAS
Brasil. 2000. Lei
9985 de 18 de Julho de 2000. Sistema Nacional de Unidades de
Conservação (SNUC).
Brokovich, E., S. Einbinder, N. Shashar, M. Kiflawi, & S. Kark. 2008. Descending to the
twilight-zone: changes in coral reef fish assemblages along a depth gradient
down to 65m. Marine Ecology Progress Series, 371: 253–262.
Clua, E., P. Legendre, L. Vigliola, F. Magron, M. Kulbicki, S. Sarramegna, P. Labrosse & R.
Galzin. 2006. Medium scale approach (MSA) for improved assessment of coral
reef fish habitat. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology, 333: 219–
230.
31
Ferreira, C. E. L., J. E. A. Gonçalves & R. Coutinho. 2001. Community structure of fishes
and habitat complexity on a tropical rocky shore. Environmental Biology of
Fishes, 61: 353–369 .
Floeter, S. R., W. Krohling, J. L. Gasparini, C. E. L. Ferreira & I. Zalmon. 2007. Reef fish
community structure on coastal islands of the southeastern Brazil: the influence
of exposure and benthic cover. Environmental Biology of Fishes, 78: 147–160.
Graham, N. A. J., R. D. Evans & G. R. Russ. 2003. The effects of marine reserve
protection on the trophic relationships of reef fishes on the Great Barrier Reef.
Environmental Conservation, 30: 200–208.
Gratwicke, B. & M. R. Speight. 2005a. The relationship between fish species richness,
abundance and habitat complexity in a range of shallow tropical marine habitats.
Journal of Fish Biology, 66: 650–667.
Gratwicke, B. & M. R. Speight. 2005b. Effects of habitat complexity on Caribbean
marine fish assemblages. Marine Ecology Progress Series, 292: 301–310.
Hixon, M. A. & J. P. Beets. 1993. Predation, prey refuges, and the structure of coral–
reef fish assemblages. Ecological Monographs, 63(1): 77–101.
Hutchinson, G. E. 1959. Homage to Santa Rosalia, or why are there so many kinds of
animals? The American Naturalist, 93: 145–159.
Jones, G. P. & C. Sims. 1998. Disturbance, habitat structure and the ecology of fishes
on coral reefs. Australian Journal of Ecology, 23: 287–297.
Kolasa, J. & C. D. Rollo. 1991. Introduction: the heterogeneity of heterogeneity: a
glossary. Pp. 1–23. In: J. Kolasa, S. T. A Picket (Eds.), Ecological Heterogeneity.
New York, Springer-Verlag.
Kuffner, I. B., J. C. Brock, R. Grober-Dunsmore, V. E. Bonito, T. D. Hickey & C. W.
Wright. 2007. Relationships between reef fish communities and remotely sensed
rugosity measurements in Biscayne National Park, Florida, USA. Environmental
Biology of Fishes, 78: 71–82.
Luckhurst, B. E. & K. Luckhurst. 1978. Analysis of the influence of substrate variables on
coral reef fish communities. Marine Biology, 49: 317–323.
32
McCormick, M. I. 1994. Comparison of field methods for measuring surface
topography and their associations with a tropical reef fish assemblage. Marine
Ecology Progress Series, 112: 87–96.
Mellin, C., S. Andréfouet, M. Kulbicki, M. Dalleau & L. Vigliola. 2009. Remote sensing
and fish–habitat relationships in coral reef ecosystems: Rewiew and pathways
for systematic multi–scale research. Marine Pollution Bulletin, 58: 11–19.
Mendonça Neto, J. P., C. Monteiro-Neto & L. E. Moraes. 2008. Reef fish community
structure on three islands of Itaipu, Southeast Brazil. Neotropical Icthyology,
6(2): 267–274.
McGehee, M. A. 1994. Correspondence between assemblages of coral reef fishes and
gradients of water motion, depth, and substrate size off Puerto Rico. Marine
Ecology Progress Series, 105: 243–255.
Ohman, M. C. & A. Rajasuriya. 1998. Relationships between habitat structure and
fishes communities on coral and sandstone reefs. Environmental Biology of
Fishes, 53: 19–31.
Pollunin N. V. C & C. M. Roberts. 1993. Greater biomass and value of target coral–reef
fishes in two small Caribbean marine reserves. Marine Ecology Progress Series,
100: 167–176.
Purkis, S. J., N. A. J. Graham & B. M. Riegl. 2008. Predictability of reef fish diversity and
abundance using remote sensing data in Diego Garcia (Chagos Archipelago).
Coral Reefs, 27: 167–178.
Risk, M. J. 1972. Fish diversity on a coral reef in the Virgin Islands. Atoll Research
Bulletin, 153: 1–6.
Roberts, C. M. & R. F. G. Ormond. 1987. Habitat complexity and coral reef fish diversity
and abundance on Red Sea fringing reefs. Marine Ecology, 41: 1–8.
Rosenzweig, M. L. 1995. Species diversity in space and time. Cambridge, Cambridge
University Press.
Shima, J. S., C. W. Osenberg & C. M. St Mary. 2008. Quantifying site quality in a
heterogeneous landscape: recruitment of a reef fish. Ecology 89(1): 86–94.
33
Tyler, E. H. M., M. R. Speight, P. Henderson & A. Manica. 2009. Evidence for a depth
refuge effect in artisanal coral reef fisheries. Biological Conservation, 142: 652–
667.
Underwood, A. J. 1997. Experiments in ecology: their logical design and interpretation
using analysis of variance. Cambridge, Cambridge University Press.
Wilson, S. K., N. A. J. Graham & N. V. C. Polunin. 2007. Appraisal of visual assessments
of habitat complexity and benthic composition on coral reefs. Marine Biology,
151: 1069–1076.
Zar, J. H. 1999. Biostatiscal analysis. New Jersey, Prentice Hall.
34
Apêndice 1. Dados de média do índice de rugosidade, número de tocas total, número
de tocas <10cm e número de tocas >10cm por estrato de profundidade de cada local
estudado.
Local
Profundidade
(metros)
Rugosidade
Número de tocas
Total <10cm >10cm
Galé Lili 3 - 5 1,76 19,00 4,25 14,75
Galé Lili 9 - 11 1,46 12,50 4,00 8,50
Galé Toca Salema 3 - 5 1,64 62,75 22,75 40,00
Galé Toca Salema 9 - 11 1,27 3,75 1,75 2,00
Arvoredo Rancho Norte 3 - 5 1,67 24,25 9,00 15,25
Arvoredo Rancho Norte 9 - 11 1,20 0,00 0,00 0,00
Arvoredo Saco da Água 3 - 5 1,84 39,50 3,75 24,50
Arvoredo Saco da Água 9 - 11 1,57 24,75 7,25 14,25
Arvoredo Saco do Capim
3 - 5 1,96 28,50 9,00 30,25
Arvoredo Saco do Capim
9 - 11 1,72 21,50 12,75 12,00
Deserta Norte 3 - 5 1,71 28,00 7,25 20,50
Deserta Norte 9 - 11 1,60 21,25 3,50 17,75
Deserta Norte 14 - 16 1,50 31,75 5,50 26,25
Ilha do Campeche Norte 3 - 5 1,76 48,75 26,50 22,25
Ilha do Campeche Norte 9 - 11 1,64 21,25 8,00 13,25
Ilha do Campeche Norte 14 - 16 1,41 12,50 6,50 6,00
Ilha do Campeche Sul 3 - 5 1,77 9,00 0,00 9,00
Ilha do Campeche Sul 9 - 11 1,54 12,50 2,75 9,50
Moleques do Sul 3 - 5 1,69 13,00 2,50 10,50
Moleques do Sul 9 - 11 1,75 12,75 2,50 10,25
Moleques do Sul 14 - 16 1,56 10,67 2,00 8,67
35
CAPÍTULO 2 – Formatado segundo Environmental Biology of Fishes
RELAÇÕES ENTRE COMPLEXIDADE DE HABITAT E PARÂMETROS DE COMUNIDADE DE
PEIXES DE COSTÃO ROCHOSO
RESUMO
A maioria das informações sobre as questões de complexidade de habitat
disponíveis foram geradas em estudos nos recifes de corais, e o pouco que se conhece
para os costões rochosos mostra possíveis diferenças nas relações com as
comunidades de peixes nesses locais. Assim, o objetivo do presente estudo foi avaliar a
possível relação entre variáveis de complexidade de habitat e parâmetros da
comunidade de peixes de costão rochoso, visando responder às seguintes perguntas:
1) A rugosidade do substrato, assim como o tamanho e número de tocas influenciam a
densidade, biomassa e riqueza de espécies? 2) A complexidade de habitat influencia a
distribuição de grupos tróficos distintos? 3) Existe relação entre a densidade de peixes
em diferentes classes de tamanho e o tamanho das tocas? O número de tocas mostrou
relações mais fortes com os parâmetros de comunidade estudados, especialmente
quando analisado em classes de diâmetros. Relações entre peixe e habitat escalas
dependentes (tamanho dos peixes vs. diâmetro das tocas) evidenciam a importância
de estudos que contemplem a escala de complexidade adequada. Por outro lado, o
índice de rugosidade, amplamente empregado em recifes de corais, deve ser utilizado
com cautela, e de preferência como variável complementar ou secundária em estudos
de comunidade de peixes de costão rochoso. A densidade de grupos tróficos que
vivem mais associados ao substrato apresentou correlações mais fortes com as
variáveis de complexidade de habitat, mostrando a importância de análises
particionadas em grupos tróficos dentro das comunidades.
Palavras-chave: complexidade de habitat, peixes recifais, costão rochoso, estrutura de
comunidade, grupos tróficos.
36
INTRODUÇÃO
A grande diversidade de organismos é um tema que fascina os ecólogos a mais
de um século (Darwin 1859; Hutchinson 1959; Rosenzweig 1995). As tentativas de
resposta para os padrões que a explicam são numerosos e ainda estão longe de
terminarem. Um dos principais fatores responsáveis por tamanha riqueza em espécies
no globo é a complexidade estrutural do habitat, principalmente em ambientes
tridimensionalmente complexos tais como florestas tropicais e recifes de coral
(Connell 1978). Essa variável está diretamente ligada à teoria de nicho (Hutchinson
1959; Rosenzweig 1995), pois uma maior complexidade pode oferecer maior
disponibilidade de recursos, proteção contra predadores (Shima et al. 2008) e abrigo
contra o fluxo hidrodinâmico (Floeter et al. 2007; Johansen et al. 2007, 2008).
Estudos têm demonstrado possíveis relações entre a complexidade de habitat e
os parâmetros ecológicos das comunidades de peixes em diversos locais do mundo
(Luckhurst and Luckhurst 1978; Roberts and Ormond 1987; Mckenna Jr. 1997;
Friedlander and Parrish 1998; Friedlander et al. 2003; Gratwicke and Speight 2005a, b;
Wilson et al. 2007). Entretanto, não se sabe ao certo quais variáveis de complexidade
de hábitat têm maior influência nessas comunidades (Gratwicke and Speight 2005a),
além de que não há um consenso sobre quais parâmetros da comunidade de fato
respondem às variáveis de complexidade.
Os dois principais parâmetros das comunidades analisados pelos ecólogos são a
abundância e a riqueza de espécies. Em peixes recifais, a abundância algumas vezes
aparece influenciada pela altura do recife (Gratwicke and Speight 2005a; Mckenna Jr.
1997), tamanho e número de tocas (Gratwicke and Speight 2005b; Roberts and
Ormond 1987), porcentagem de substrato consolidado (Gratwicke and Speight 2005b)
e também pela rugosidade (ou complexidade topográfica) (Friedlander and Parrish
1998; Friedlander et al. 2003; Mckenna Jr. 1997). Já a riqueza de espécies aparece
relacionada com a rugosidade (Friedlander and Parrish 1998; Friedlander et al. 2003;
Gratwicke and Speight 2005a; Gratwicke and Speight 2005b; Luckhurst and Luckhurst
1978; Mckenna Jr. 1997; Wilson et al. 2007), composição do bentos (Gratwicke and
Speight 2005a) e com a profundidade (Roberts and Ormond 1987). Ainda, nota-se que
algumas dessas variáveis de complexidade de habitat podem ser interdependentes e
37
atuarem de maneira sinérgica. Por exemplo, áreas com maior porcentagem de
substrato consolidado podem também apresentar rugosidade maior (Gratwicke and
Speight 2005a).
Usualmente refere-se à rugosidade como importante descritor das variações de
abundância e riqueza, sendo provavelmente o que melhor explica até esse momento
os diferentes parâmetros das comunidades dos recifes em geral. Tal fato é geralmente
explicado pela possibilidade de existência de contornos mais heterogêneos permitindo
o estabelecimento de uma diversidade maior de espécies, assim como de indivíduos
(Luckhurst and Luckhurst 1978).
A maioria das informações sobre as questões de complexidade de habitat
disponíveis foram geradas em estudos nos recifes de corais (Luckhurst and Luckhurst
1978), e o pouco que se conhece para os costões rochosos mostra possíveis diferenças
nas relações com as comunidades de peixes nesses locais (Öhman and Rajasuriya 1998;
Ferreira et al. 2001). Em recifes rochosos a forma, tamanho e disposição das rochas
são características potencialmente determinantes na estruturação do ambiente
formando diferentes padrões de complexidades dos mesmos.
Ferreira et al. (2001) sugerem que a complexidade em recifes de rochas é
principalmente determinada pela presença ou ausência de tocas, conseqüência da
sobreposição das rochas. Pode-se esperar que a sobreposição também seja a
responsável por maior rugosidade, sendo essas duas características ambientais
interdependentes (Capítulo 1). Assim, entender sobre a rugosidade e as tocas
existentes parecem ser pontos referenciais nos estudos das estruturas dos habitats dos
peixes recifais de ambiente rochoso. Entretanto, poucos estudos nesse ambiente têm
utilizado as variáveis rugosidade e tocas concomitantemente, e menos ainda com
enfoque na importância dessas variáveis para as comunidades de peixes.
O objetivo do presente estudo foi avaliar a possível relação entre variáveis de
complexidade de habitat e parâmetros da comunidade de peixes de costão rochoso,
visando responder às seguintes perguntas: 1) A rugosidade do substrato, assim como o
tamanho e número de tocas influenciam a densidade, biomassa e riqueza de espécies?
2) A complexidade de habitat influencia a distribuição de grupos tróficos distintos no
38
costão rochoso? 3) Existe relação entre a densidade de peixes em diferentes classes de
tamanho e o tamanho das tocas?
MATERIAIS E MÉTODOS
Área de Estudo
As coletas de dados aconteceram durante os verões/outonos de 2008 e 2009, e
foram realizadas em três ilhas (ou conjunto de ilhas) (Fig. 1) próximas à costa da Ilha de
Santa Catarina, Santa Catarina, Brasil. São elas: Arquipélago do Arvoredo, Ilha do
Campeche e Arquipélago Moleques do Sul.
Arquipélago do Arvoredo: É formado pela Ilha do Arvoredo, Ilha Deserta, Ilha das
Galés e Calhau de São Pedro, pertencendo quase integralmente à Reserva Biológica
Marinha do Arvoredo (Fig. 1), implantada em março de 1990, pelo Decreto Federal de
n° 99.142/90. Localizado a 11 km da costa, distingue-se das outras ilhas por ser o único
local em que existem porções com restrição total à pesca, por ser uma Reserva
Biológica (Brasil 2000). Foram escolhidos dois pontos de estudo na Ilha das Galés (Lili e
Porto do Brás), três pontos na Ilha do Arvoredo (Rancho Norte, Saco da Água e Saco do
Capim) e um na Ilha Deserta (Deserta Norte). Dentre esses pontos estudados no
Arquipélago do Arvoredo, Saco do Capim distingue-se dos demais por estar fora da
área da reserva biológica.
Ilha do Campeche: Localizada a 1,7 Km da Ilha de Santa Catarina, a mesma
funciona como ancoradouro de embarcações de pesca durante as frentes frias, sendo
freqüente a pesca por canoas e a caça submarina. Dois pontos foram estudados nessa
ilha (Ilha Campeche Norte e Ilha Campeche Sul).
Arquipélago Moleques do Sul: A parte emersa desse arquipélago está inserida no
Parque Estadual do Tabuleiro, e o arquipélago como um todo está integralmente
situado dentro dos limites da Área de Proteção Ambiental da Baleia Franca, uma
Unidade de Conservação pertencente à categoria de uso sustentável (Brasil 2000).
Apenas um ponto dessa ilha foi estudado.
39
Fig. 1 Ilhas amostradas ao longo do estudo. Polígono hachurado representa os limites da
Reserva Biológica Marinha do Arvoredo. Os números indicam os pontos de estudo dentro de
cada ilha: 1) Galé Lili, 2) Galé Porto do Brás, 3) Rancho Norte, 4) Saco da Água, 5) Saco do
Capim, 6) Deserta Norte, 7) Ilha Campeche Norte, 8) Ilha Campeche Sul, 9) Moleques do Sul.
Avaliação da composição, densidade, biomassa e riqueza de peixes
Para coleta de dados sobre as comunidades de peixes foram realizados censos
visuais em mergulho autônomo. Para a contagem e identificação dos peixes foi
utilizada a metodologia de censos visuais (Brock 1954). Os transectos foram
distribuídos em três intervalos de profundidades distintas em cada ponto de estudo, 3-
5 m, 9-11 m e 14-16 m (quando existente), para possibilitar a percepção de um
possível efeito da profundidade sobre as variáveis estudadas. Ao longo do texto esses
intervalos são mencionados como os estratos de 5, 10 e 15 metros. Em cada intervalo
de profundidade estudado foram realizados de 8 a 10 transectos lineares de 40m²
(20x2) (Fig. 2). Essa metodologia já é amplamente empregada (Ferreira et al. 2004;
40
Floeter et al. 2007), possibilitando comparações com outros locais. Para estabelecer a
distância linear de 20 metros o mergulhador desenrola uma trena simultaneamente ao
seu movimento de natação enquanto os dados são anotados a lápis em pranchetas de
PVC.
Fig. 2 Metodologia de transecto linear adotada para observação.
Os indivíduos encontrados foram anotados separados nas seguintes classes de
tamanhos: até 5 cm, 6-10 cm, 11-20 cm, 21-30 cm, maior que 30 cm. Os peixes
crípticos (e.g. Blenídeos, Gobídeos), por serem mais difíceis de observar e identificar,
foram registrados na volta, ao enrolar da trena.
Além de dados de abundância/densidade e riqueza de espécies, foram feitas
estimativas de biomassa das espécies para cada ponto amostrado. A partir dos dados
de tamanho dos indivíduos a biomassa foi calculada com referência em curvas de
peso-comprimento publicadas para as espécies (Froese and Pauly 2005), ou, quando
não existentes, para o gênero. Foram utilizados os valores médios de cada classe de
tamanho para a conversão (e.g. classe 11-20 = 15cm).
Os peixes encontrados foram classificados em grupos tróficos (Ferreira et al.
2004) e internamente a alguns desses grupos também foi feita a classificação quanto
ao hábito de estar associado ao substrato. Desse modo, os grupos resultantes foram:
macrocarnívoros, comedores de invertebrados móveis, comedores de invertebrados
41
móveis associados ao substrato, comedores de invertebrados sésseis, onívoros,
onívoros associados ao substrato, planctívoros, herbívoros vagueadores, herbívoros
territoriais.
Avaliação da complexidade de habitat
A complexidade de habitat foi acessada por metodologias quantitativas. Três
indicadores da mesma foram utilizados, a rugosidade, o tamanho e número de tocas. A
rugosidade foi medida pelo método da corrente (“chain link method”) (Luckhurst and
Luckhurst 1978; Ferreira et al. 2001; Wilson et al. 2007), que consiste em estender
uma corrente com um comprimento conhecido sobre o substrato, a qual se molda ao
relevo, contornando-o. Em seguida é medida a distância linear percorrida pela
corrente (Fig. 3). A razão entre comprimento da corrente e a distância linear é o valor
do índice de rugosidade do substrato “r” (Luckhurst and Luckhurst 1978). Em cada
intervalo de profundidade dos pontos estudados foram realizadas quatro réplicas, das
quais se calculou a média para se chegar a uma medida de rugosidade para a
profundidade.
Fig. 3 Método da corrente para estimativa da rugosidade do substrato nos diferentes
intervalos de profundidade estudados. ML = medida da distância linear; MC = medida do
comprimento da corrente; r = índice de rugosidade do substrato.
42
O tamanho e número de tocas foram acessados através de transectos lineares de
10x1 m. Quatro réplicas por intervalo de profundidade foram feitas em cada local de
estudo. Durante o transecto foram anotados os buracos com seus respectivos
diâmetros (Ferreira et al. 2001; Wilson et al. 2007).
Pelo fato das medidas de habitat não contemplarem integralmente toda a área
contemplada pelos censos de peixes – porque a área abrangida pela soma das réplicas
das medidas de habitat é menor do que a dos censos de peixes – os transectos para
contagem de tocas e a metodologia da corrente para aferimento do índice de
rugosidade foram equitativamente distribuídos ao longo da área onde os censos
visuais de peixes foram desenvolvidos dentro de cada profundidade de cada local.
Portanto, não houve correspondência direta de uma réplica do número de tocas e do
índice de rugosidade com uma réplica de alguma variável de peixes (densidade,
biomassa ou riqueza). Isso significa dizer que a complexidade de habitat avaliada era
aquela disponível para os peixes em determinada profundidade de um dado local e
não aquela que foi observada sendo diretamente utilizada por eles.
A ordem de aplicação das metodologias foi: 1
o
censos de peixes, 2
o
método da
corrente para o índice de rugosidade e transecto de número de tocas. Os motivos para
essa ordem foi, primeiramente, para evitar que metodologias de complexidade de
habitat modificassem o comportamento dos peixes interferindo na coleta de dados
dos mesmos. E também, porque a partir dos censos visuais aplicados pôde-se
determinar a área estudada em cada profundidade, distribuindo-se assim,
equitativamente, as medidas de índice de rugosidade com a corrente e os transectos
de número de tocas nessa área.
Análises estatísticas
Para testar a relação funcional das variáveis de complexidade de habitat com os
descritores da comunidade de peixes (densidade, biomassa e riqueza de espécies)
foram desenvolvidas regressões lineares simples. Os valores das duas variáveis
testadas em cada caso foram pareados por intervalo de profundidade de cada local
Para essas análises o software Statistica versão 7.0 para Windows foi utilizado.
43
RESULTADOS
Todas as variáveis de complexidade de habitat analisadas (rugosidade; número
de tocas total, <10cm e >10cm) (dados em Apêndice 1) apresentaram correlação linear
significativa com a densidade total média (Tabela 1). Sendo essas correlações maiores
em relação ao número de tocas, independente do diâmetro. A biomassa total média
apresentou correlação linear significativa apenas com o número de tocas total e o
número de tocas >10cm. A riqueza média de espécies correlacionou significativamente
com a rugosidade e o número de tocas >10cm.
As análises particionadas em grupos tróficos mostraram que apenas alguns
grupos se correlacionam significativamente com as variáveis de complexidade de
habitat (Tabela 1). Foram encontradas essas correlações entre o grupo dos comedores
de invertebrados móveis (CIM) e o número de tocas >10cm; comedores de
invertebrados móveis associados ao substrato (CIMAS) e o número de tocas total, o
número de tocas >10cm; os onívoros (ONI) e a rugosidade, o número de tocas total e o
número de tocas <10cm; e entre os herbívoros territoriais (HTER) e a rugosidade, o
número de tocas total e o número de tocas >10 cm.
44
Tabela 1 Regressão linear simples (R²) das variáveis de complexidade de habitat com a
densidade total, biomassa total, riqueza de espécies e densidade de cada grupo trófico.
*p=0,05; **p<0,05; ***p<0,01. MCAR = Macrocarnívoros; CIM = Comedores de invertebrados
móveis; CIMAS = Comedores de invertebrados móveis associados ao substrato; CIS =
Comedores de invertebrados sésseis; PLA = Planctívoros; ONI = Onívoros; ONIAS = Onívoros
associados ao substrato; HVAG = Herbívoros vagueadores; HTER = Herbívoros territoriais.
Rugosidade
Número de tocas
Total
<10cm
>
10cm
Densidade total
0,23*
*
0,37***
0,31**
0,30**
Biomassa total
0,16
0,19*
0,09
0,21**
Riqueza de espécies
0,24**
0,17
0,09
0,18*
Densidade MCAR
0,00
0,02
0,00
0,05
Densidade CIM
0,10
0,15
0,06
0,19*
Densidade CIMAS
0,07
0,25**
0,17
0,24**
Densidade CIS
0,03
0,04
0,00
0,09
Densidade ONI
0,24**
0,18*
0,21**
0,11
Densidade ONIAS
0,01
0,00
0,10
0,03
Densidade PLA
0,02
0,14
0,08
0,14
Densidade HVAG
0,07
0,12
0,04
0,15
Densidade HTER
0,29**
0,26**
0,07
0,37***
Foram realizadas regressões da densidade de cada classe de tamanho de peixes
com o número de tocas separado em classes de tamanho (Fig. 4). Foram encontradas
correlações significativas entre o número de tocas <10cm e as duas primeiras classes
de tamanho de peixes (0-5 e 6-10)(Fig. 4a). Assim como, entre o número de tocas da
classe 11-20 cm e a densidade de peixes de 6-10 cm (Fig. 4b). E entre o número de
tocas entre 21 e 30 cm e peixes da classe 11-20 cm (Fig. 4c). Nas demais classes de
tamanho de tocas nenhuma regressão significativa foi encontrada.
45
Fig. 4 Coeficientes de regressão linear simples (R²) do número de tocas de cada classe de
tamanho (letras a - e) com cada classe de tamanho de peixes. *p<0,05.
No presente estudo foram registradas 89 espécies (lista das espécies com grupo
trófico, densidade média e biomassa média em Apêndice 2). Dessas, 23 espécies
contribuíram com 95% da abundância total encontrada. Por isso, essas foram
escolhidas para análises mais detalhadas de possíveis relações com variáveis do
habitat.
Algumas das regressões das 23 espécies mais abundantes com as variáveis de
complexidade de habitat foram significativas (Tabela 2), foram elas: Abudefduf saxatilis
com rugosidade, número de tocas total, número de tocas <10cm e número de tocas
>10cm; Stegastes fuscus com rugosidade, número de tocas total e número de tocas
>10cm; Anisotremus virginicus com número de tocas total e número de tocas >10cm;
46
Malacoctenus delalandii com número de tocas >10cm; Mycteroperca marginata com
número de tocas >10cm; e Mycteroperca acutirostris com rugosidade.
Tabela 2 Regressão linear simples (R²) das variáveis de complexidade de habitat com as 23
espécies mais abundantes. Em negrito regressões significantes. *p=0,05; **p<0,05; ***p<0,01.
Espécies em ordem decrescente de abundância do topo para a base da tabela. ABU SAX =
Abudefduf saxatilis, ANI VIR = Anisotremus virginicus, CHA STR = Chaetodon striatus, CHR MUL
= Chromis multilineata, COR SPP = Coryphopterus spp., DIP ARG = Diplodus argenteus, HAE
AUR = Haemulon aurolineatum, KHY SPP = Kyphosus spp., MAL DEL = Malacoctenus delalandii,
MYC ACU = Mycteroperca acutirostris, MYC MAR = Mycteroperca marginata, ODO DEN =
Odontoscion dentex, ORT RUB = Orthopristis ruber, PAR ACU = Pareques acuminatus, PAR MAR
= Parablennius marmoreus, PAR PIL – Parablennius pilicornis, PAR SPP = Parablennius spp., PSE
MAC = Pseudupeneus maculatus, RHO AUR = Rhomboplites aurorubens, SPH SPE =
Sphoeroides spengleri, SPHYR – Sphyraena spp., STE FUS = Stegastes fuscus, STE HIS =
Stephanolepis hispidus.
Espécies Rugosidade
Número de tocas
Total
<10cm
>10cm
HAE AUR 0,05 0,02 0,00 0,10
DIP ARG 0,11 0,13 0,16 0,04
ABU SAX 0,34*** 0,34*** 0,21** 0,27**
STE FUS 0,29** 0,21** 0,06 0,35***
PAR MAR 0,00 0,00 0,01 0,02
COR SPP 0,02 0,00 0,02 0,00
ORT RUB 0,06 0,14 0,15 0,08
PAR PIL 0,10 0,05 0,13 0,00
ANI VIR 0,05 0,20** 0,06 0,24**
SPH SPE 0,00 0,00 0,00 0,02
MAL DEL 0,03 0,13 0,07 0,18*
STE HIS 0,00 0,01 0,02 0,05
PAR SPP 0,05 0,00 0,06 0,00
KHY SPP 0,03 0,12 0,04 0,13
MYC MAR 0,17 0,16 0,06 0,18**
ODO DEN 0,00 0,06 0,01 0,07
CHA STR 0,00 0,01 0,00 0,03
PSE MAC 0,01 0,00 0,02 0,00
CHR MUL 0,00 0,00 0,04 0,00
MYC ACU 0,32*** 0,01 0,00 0,08
RHO AUR 0,09 0,04 0,00 0,08
PAR ACU 0,17 0,04 0,06 0,07
SPHYR 0,05 0,04 0,05 0,01
47
Para as cinco espécies que apresentaram correlação significativa com o número
de tocas foram feitas regressões da densidade por classe de tamanho com o número
de tocas em classes de tamanho (Fig. 5). A densidade das classes de tamanho 6-10 e
11-20 cm de S. fuscus apresentou correlação significativa com o número de tocas das
classes de 11-20, 21-30 e 31-40 cm. O mesmo aconteceu com a densidade da classe de
tamanho de 0-5 cm de M. delalandii com tocas das classes <10, 11-20 e 21-30 cm.
Correlações significativas também foram encontradas entre a densidade da classe de
tamanho 21-30 cm de M. marginata e o número de tocas das classes 11-20 e 21-30
cm.
As densidades das classes de tamanho 0-5 e 6-10 cm de A. virginicus
correlacionaram significativamente com o número de tocas das classes <10 e 11-20
cm. Ainda para essa espécie, o mesmo ocorreu no caso das classes de tamanho de
peixes 11-20 e 21-30 cm e o número de tocas de 11-20 cm; e entre a densidade de
peixes de 21-30 cm e o número de tocas de 21-30 cm (Fig. 5).
Dentre as classes de tamanho de A. saxatilis, correlações significantes foram
encontradas entre a densidade da classe 0-5 cm e o número de tocas <10cm; a classe
6-10 cm e o número de tocas 21-30 cm; a classe 11-20 cm e o número de tocas das
classes <10, 11-20 e 21-30 cm; e da classe 21-30 e o número de tocas de 11-20 cm (Fig.
5).
48
Fig. 5 Coeficientes de regressão linear simples (R²) do número de tocas de cada classe de
tamanho com classes de tamanho de cinco espécies de peixes. As cinco espécies foram
escolhidas por apresentarem correlação significativa da densidade total com o número de
tocas total. *p<0,05.
DISCUSSÃO
No presente estudo a rugosidade correlacionou significativamente com a
densidade total e a riqueza de espécies, o que não ocorreu com a biomassa total.
Variações na rugosidade nem sempre são vistas apresentando efeitos importantes na
abundância/densidade total (Luckhurst and Luckhurst 1978; Ohman and Rajasuriya
1998; Gratwicke and Speight 2005a, b; Wilson et al. 2007) inclusive em recifes
rochosos (Ferreira et al. 2001). Nesses ambientes a presença de tocas parece ser um
descritor mais eficiente da complexidade de habitat (Ferreira et al. 2001). O número de
tocas explicou a maior parte (37%) da variação da densidade total em comparação à
rugosidade (23%), em análises de regressão simples. A variável número de tocas
49
mostrou-se a mais importante, portanto, para a densidade total no caso dos recifes
rochosos estudados.
É bem relatada a relação positiva entre a rugosidade e a riqueza de espécies em
recifes de corais (Luckhurst and Luckhurst 1978; Gratwick and Speight 2005; Purkis et
al. 2008), porém o mesmo não foi verificado em recifes rochosos no sudeste do Brasil
(Ferreira et al. 2001). Da variação da riqueza de espécies encontrada, 24% puderam ser
explicadas somente pela rugosidade. Em comparação ao estudo em recife rochoso
feito por Ferreira et al. (2001), o presente foi realizado em um maior número de locais
apresentando assim maior variação do índice de rugosidade (1,20 - 1,96, enquanto que
em Ferreira et al. (2001) a variação foi de 1,32 – 1,36 ). Estudos ecológicos que
englobem maiores variações de uma mesma variável podem responder de maneiras
diferentes daqueles com pequenas variações (Jones and Sims 1998). O fato de a
riqueza de espécies ter respondido à rugosidade pode ser fruto da ampla variação
analisada, e o mesmo pode ter acontecido com a densidade total.
O número de tocas total e o número de tocas >10cm explicaram 19 e 21% da
biomassa total, respectivamente. Desproporções entre os valores de densidade e
biomassa de um determinado local podem ser originadas por diferenças nas estruturas
de tamanhos dos peixes. Locais com maiores indivíduos tendem a refletir em
biomassas maiores (Friedlander et al. 2003). O fato de somente as tocas >10cm e não
as <10cm terem apresentado relação com a biomassa total pode ter acontecido em
função de respostas escala-dependentes (ver Luckhurst and Luckhurst 1978). Poucos
estudos têm abordado a relação peixe-habitat com enfoque em dados de biomassa
(Friedlander et al. 1998, 2003, 2007; Grober-Dunsmore et al. 2007). Em oposição ao
encontrado aqui, a rugosidade já foi relacionada positivamente com valores de
biomassa e não com abundância (Friedlander et al. 2003). A causa de resposta da
biomassa foi atribuída por essa variável dar menos relevância a grandes cardumes de
peixes pequenos ao contrário da abundância. A possibilidade de amplo acesso a curvas
de peso-comprimento das espécies atualmente torna a biomassa componente
importante e indispensável em estudos de relações peixe-habitat.
O número de tocas maiores de 40cm, mesmo que separadas em classes de
tamanho de 10 em 10cm, não apresentaram relações significantes com a abundância
50
total (Fig. 4) ou com a abundância das espécies analisadas (Fig. 5). Em outro estudo o
número de tocas maiores de 50 cm explicou a maior parte da variância da abundância
total e foi positivamente correlacionado com a abundância da família Chaetodontidae
(Roberts and Ormond 1987). Apenas uma espécie representante dessa família foi
registrada no presente estudo, Chaetodon striatus, e nenhuma correlação significativa
de sua abundância com as variáveis de complexidade de habitat foi encontrada (Tabela
2). A escassez de espécies de grande porte nessas localidades pode fazer com que
tocas grandes se tornem não funcionais no sentido de complexidade de habitat, além
de tocas desse porte terem sido pouco freqüentes.
A influência de características particulares do substrato não é a mesma em
peixes de diferentes famílias e em espécies diferentes de uma mesma família (Roberts
and Ormond 1987; Jones and Sims 1998). Além disso, no presente estudo foi verificado
efeito diferenciado das variáveis de complexidade de habitat em distintos grupos
tróficos. Os onívoros e os herbívoros territoriais foram os únicos grupos que
apareceram relacionados com a rugosidade (Tabela 1). As espécies A. saxatilis e S.
fuscus contribuíram com 30 e 94% da abundância dos onívoros e herbívoros
territoriais, respectivamente. Na análise por espécies também foi encontrada relação
da abundância das mesmas com a rugosidade (Tabela 2). Ambas são representantes da
família Pomacentridae. Essa família foi a única que apresentou correlação positiva com
o índice de superfície em um estudo no Mar Vermelho (Roberts and Ormond 1987).
Espera-se que aquelas espécies que são pequenas e/ou permanecem perto do
substrato sejam mais influenciadas por características locais do substrato (Roberts and
Ormond 1987; McCormick 1994; Purkis et al. 2008). Efeitos distintos ao nível de
grupos tróficos com associações diferenciadas com o substrato foram evidenciados. Os
comedores de invertebrados móveis associados ao substrato apresentaram
correlações um pouco maiores e com mais variáveis de complexidade do substrato do
que os comedores de invertebrados móveis (sem serem tipicamente associados ao
substrato). Ainda mais evidente, foi o fato de os herbívoros territoriais apresentarem
correlações significativas com quase todas as variáveis de complexidade e os
herbívoros vagueadores não apresentarem com nenhuma. Espécies territoriais são
muito mais associadas ao substrato que espécies móveis e por isso respondem mais às
51
características do mesmo (e.g. rugosidade) (McCormick 1994; Purkis et al. 2008). As
espécies móveis contribuem com maior parte da abundância da comunidade, e assim
as relações peixe-habitat podem ficar mascaradas quando analisada a abundância total
(Purkis et al. 2008).
Tocas no recife funcionando como refúgios para presas, resultariam em presas
mais abundantes em recifes que provém tocas próximas ao seu diâmetro do corpo,
porque essas tocas podem tornar as presas seguras contra a predação (Hixon and
Beets 1993). O comprimento do corpo dos indivíduos, embora sempre maior que a
altura (diâmetro) do corpo, representa uma idéia do volume dos mesmos. Foram
encontradas relações de aumento da densidade total e de certas espécies quando
correlacionadas suas densidades em classes de comprimento com classes de diâmetro
das tocas.
Com a densidade total (Fig. 4) as correlações significativas aconteceram sempre
nos casos em que as classes de diâmetro das tocas foram maiores que as classes de
tamanho dos peixes, ou seja, maiores também que seus diâmetros. Nos casos das
espécies M. marginata, A. virginicus e A. saxatilis ocorreram correlações significativas
de classes de tamanho de tocas menores que a classe de tamanho de peixes.
Entretanto, a classe de tamanho da toca quando menor foi sempre de apenas uma
classe inferior (e.g. peixe 21-30 cm com tocas 11-20 cm). Uma possível explicação para
isso é que os dados de tamanho de peixes são referentes a comprimento, e o que pode
estar importando para a ocupação da toca seja o diâmetro (largura) do indivíduo.
Nesse caso, os diâmetros desses peixes de uma classe de comprimento maior que as
tocas tendem a ser compatíveis com elas.
A atenção para o diâmetro das espécies em análises de uso de tocas já foi feita
por Hixon and Beets (1993). Eles encontraram abundâncias maiores de indivíduos com
tamanhos proporcionais ao diâmetro das tocas. Mas para essas análises tiveram de
separar as moréias dos demais indivíduos grandes, e encontraram aumento de
abundância delas em função do aumento de tocas pequenas. Com isso os autores
discutem a importância da forma do corpo das espécies, cilíndrica no caso das
moréias, e seus respectivos diâmetros, em vez de somente o comprimento das
mesmas.
52
Apenas as classes de tamanho de 0-5 e 6-10 cm foram registradas em M.
delalandii. Mas somente a primeira apresentou correlação significativa com as classes
de diâmetro das tocas (Fig. 5). O interessante foi que isso aconteceu com três das
classes de tocas. Levando em conta a função das tocas em oferecer refúgios aos
indivíduos, elas podem ser mais necessárias em períodos iniciais, nesse caso de 0-5 cm,
da vida da espécie quando possuem maior suscetibilidade a predação (Doherty and
Sale 1985; Demartini and Anderson 2007).
A escala de complexidade de habitat observada pode ser a causa da falta de
encontro de relações dos parâmetros dos peixes com o habitat (Jones and Sims 1998).
Espécies do gênero Parablennius são geralmente encontradas próximas ao substrato.
O gênero fez parte das espécies mais abundantes do presente estudo e não
demonstrou correlação significativa com qualquer uma das variáveis de habitat. Não
ter encontrado resposta pode ter ocorrido em função da escala de complexidade
utilizada (Tyler et al. 2009) a qual podem estar respondendo melhor espécies maiores.
No presente estudo as correlações encontradas não apresentaram valores
extremamente altos. Mas esse fato não o torna menos importante no sentido de
contribuir para o conhecimento das relações peixe-habitat de costões rochosos. Isso
porque os dados das variáveis de complexidade de habitat e os censos de peixes não
foram coletados simultaneamente, e sim na mesma profundidade de cada local
estudado (i.e. mesma área). Ou seja, a complexidade de habitat avaliada era aquela
disponível para os peixes em determinado ambiente e não aquela que foi observada
sendo diretamente utilizada por eles. Por esses atributos, os valores de correlações
encontrados ganham outras proporções de interpretação e se tornam mais robustos.
Além da complexidade estrutural, que geralmente atua em escalas pequenas, é
reconhecido que outros fatores de escalas iguais (profundidade, cobertura de coral) e
distintas (exposição hidrodinâmica, tamanho da ilha, distância da costa) influenciam
nos parâmetros de riqueza de espécies e abundância das comunidades (Mellin et al.
2009; Tyler et al. 2009). Por esse motivo, explicação na ordem de 37% (densidade total
em função do número de tocas), por exemplo, consideramos uma forte contribuição
para apenas uma das inúmeras variáveis existentes.
53
CONCLUSÕES
Encontramos que a variável número de tocas relacionou-se mais fortemente com
os parâmetros de comunidade estudados. Relações entre peixe e habitat escalas
dependentes (tamanho dos peixes vs. diâmetro das tocas) evidenciam a importância
de estudos que contemplem a escala de complexidade adequada. Por outro lado, o
índice de rugosidade, amplamente empregado em recifes de corais, deve ser utilizado
com cautela, e de preferência como variável complementar ou secundária em estudos
de comunidade de peixes de costão rochoso.
A densidade de grupos tróficos que vivem mais associados ao substrato
apresentou correlações mais fortes com as variáveis de complexidade de habitat,
mostrando a importância de análises particionadas dentro das comunidades.
REFERÊNCIAS
Brasil (2000) Lei
9985 de 18 de Julho de 2000. Sistema Nacional de Unidades de
Conservação (SNUC)
Brock VE (1954) A preliminary report on a method of estimating reef fish populations. J
Wildlife Manage 18:297–308
Connell JH (1978) Diversity in tropical rain forests and coral reefs. Science 199:1302–
1310
Craig MT, Hastings, PA (2007) A molecular phylogeny of the groupers of the subfamily
Epinephelinae (Serranidae) with a revised classification of the Epinephelini.
Ichthyological Research 54:1–17
Darwin CR (1859) On the origin of species by means of natural selection, or, the
preservation of favoured races in the struggle for life. John Murray, London
DeMartini EE, Anderson TW (2007) Habitat associations and aggregation of recruit
fishes on Hawaiian coral reefs. Bull Mar Sci 81:139–152
Doherty PJ, Sale PF (1985) Predation on juvenile coral reef fishes: an exclusion
experiment. Coral Reefs 4:225–234
Ferreira CEL, Gonçalves JEA, Coutinho R (2001) Community structure of fishes and
habitat complexity on a tropical rocky shore. Environ Biol Fishes 61:353–369
54
Ferreira CEL, Floeter SR, Gasparini JL, Joyeux JC, Ferreira BP (2004) Trophic structure
patterns of Brazilian reef fishes: a latitudinal comparison. J Biogeogr 31:1093–
1106
Floeter SR, Krohling W, Gasparini JL, Ferreira CEL, Zalmon I (2007) Reef fish community
structure on coastal islands of the southeastern Brazil: the influence of exposure
and benthic cover. Environ Biol Fishes 78:147–160
Friedlander AM, Parrish JD (1998) Habitat caracteristics affecting fish assemblages on a
Hawaiian coral reef. J Exp Mar Biol Ecol 224:1–30
Friedlander AM, Brown EK, Jokiel PL, Smith WR, Rodgers KS (2003) Effects of habitat,
wave exposure, and marine protected area status on coral reef fish assemblages
in the Hawaiian archipelago. Coral Reefs 22:291–305
Friedlander AM, Brown E, Monaco ME (2007) Defining reef fish habitat utilization
patterns in Hawaii: comparisons between marine protected areas and areas open
to fishing. Mar Ecol Progr Ser 351:221–233
Froese R, Pauly D (2005) FishBase: World Wide Web electronic publication
Gratwicke B, Speight MR (2005a) The relationship between fish species richness,
abundance and habitat complexity in a range of shallow tropical marine habitats.
J Fish Biol 66:650–667
Gratwicke B, Speight MR (2005b) Effects of habitat complexity on Caribbean marine
fish assemblages. Mar Ecol Progr Ser 292:301–310
Grober–Dunsmore R, Frazer TK, Lindberg WJ (2007) Reef fish and habitat relationships
in a Caribbean seascape: the importance of reef context. Coral Reefs 26:201–216
Hixon MA, Beets JP (1993) Predation, prey refuges, and the structure of coral–reef fish
assemblages. Ecol Monogr 63:77–101
Hutchinson GE (1959) Homage to Santa Rosalia, or why are there so many kinds of
animals? Am Nat 93:145–159
Johansen JL, Fulton CJ, Bellwood DR (2007) Avoiding the flow: refuges expand the
swimming potential of coral reef fishes. Coral Reefs 26:577–583
Johansen JL, Bellwood DR, Fulton CJ (2008) Coral reef fishes exploit flow refuges in
high-flow habitats. Mar Ecol Progr Ser 360:219–226
55
Jones GP, Sims C (1998) Disturbance, habitat structure and the ecology of fishes on
coral reefs. Aust J Ecol 23:287–297
Luckhurst BE, Luckhurst K (1978) Analysis of the influence of substrate variables on
coral reef fish communities. Mar Biol 49:317–323
Mellin C, Andréfouet S, Kulbicki M, Dalleau M, Vigliola L (2009) Remote sensing and
fish–habitat relationships in coral reef ecosystems: Rewiew and pathways for
systematic multi–scale research. Mar Pollut Bull 58:11–19
McCormick MI (1994) Comparison of field methods for measuring surface topography
and their associations with a tropical reef fish assemblage. Mar Ecol Progr Ser
112:87–96.
McKenna Jr. JE (1997) Influence of Physical Disturbance on the Structure of Coral Reef
Fish Assemblages in the Dry Tortugas. Caribb J Sci 33:82–97
Ohman MC, Rajasuriya A (1998) Relationships between habitat structure and fishes
communities on coral and sandstone reefs. Environ Biol Fishes 53:19–31
Purkis SJ, Graham NAJ, Riegl BM (2008) Predictability of reef fish diversity and
abundance using remote sensing data in Diego Garcia (Chagos Archipelago).
Coral reefs 27:167–178
Roberts CM, Ormond RFG (1987) Habitat complexity and coral reef fish diversity and
abundance on Red Sea fringing reefs. Mar Ecol Progr Ser 41:1–8
Rosenzweig ML (1995) Species diversity in space and time. Cambridge University Press,
Cambridge
Shima JS, Osenberg CW, St Mary CM (2008) Quantifying site quality in a heterogeneous
landscape: recruitment of a reef fish. Ecology 89:86–94
Tyler EHM, Speight MR, Henderson P, Manica A (2009) Evidence for a depth refuge
effect in artisanal coral reef fisheries. Biol Conserv 142:652–667
Wilson SK, Graham NAJ, Polunin NVC (2007) Appraisal of visual assessments of habitat
complexity and benthic composition on coral reefs. Mar Biol 151:1069–1076
56
Apêndice 1 Dados de média do índice de rugosidade, número de tocas total, número
de tocas <10cm e número de tocas >10cm por estrato de profundidade de cada local
estudado.
Local Profundidade
Rugosidade
Número de tocas
Total <10cm >10cm
Galé Lili 3 - 5 1,76 19,00 4,25 14,75
Galé Lili 9 - 11 1,46 12,50 4,00 8,50
Galé Toca Salema 3 - 5 1,64 62,75 22,75 40,00
Galé Toca Salema 9 - 11 1,27 3,75 1,75 2,00
Arvoredo Rancho Norte 3 - 5 1,67 24,25 9,00 15,25
Arvoredo Rancho Norte 9 - 11 1,20 0,00 0,00 0,00
Arvoredo Saco da Água 3 - 5 1,84 39,50 3,75 24,50
Arvoredo Saco da Água 9 - 11 1,57 24,75 7,25 14,25
Arvoredo Saco do Capim
3 - 5 1,96 28,50 9,00 30,25
Arvoredo Saco do Capim
9 - 11 1,72 21,50 12,75 12,00
Deserta Norte 3 - 5 1,71 28,00 7,25 20,50
Deserta Norte 9 - 11 1,60 21,25 3,50 17,75
Deserta Norte 14 - 16 1,50 31,75 5,50 26,25
Ilha do Campeche Norte 3 - 5 1,76 48,75 26,50 22,25
Ilha do Campeche Norte 9 - 11 1,64 21,25 8,00 13,25
Ilha do Campeche Norte 14 - 16 1,41 12,50 6,50 6,00
Ilha do Campeche Sul 3 - 5 1,77 9,00 0,00 9,00
Ilha do Campeche Sul 9 - 11 1,54 12,50 2,75 9,50
Moleques do Sul 3 - 5 1,69 13,00 2,50 10,50
Moleques do Sul 9 - 11 1,75 12,75 2,50 10,25
Moleques do Sul 14 - 16 1,56 10,67 2,00 8,67
57
Apêdice 2 Lista das espécies encontradas, grupo trófico e densidade e biomassa médias por
40m². Grupos tróficos: CAR = Carnívoros; PISC = Piscívoros; CIM = Comedores de invertebrados
móveis; CIMAS = Comedores de invertebrados móveis associados ao substrato; CIS =
Comedores de invertebrados sésseis; PLA = Planctívoros; ONI = Onívoros; ONIAS = Onívoros
associados ao substrato; HVAG = Herbívoros vagueadores; HTER = Herbívoros territoriais.
Família Espécie
Grupo
trófico
Densidade
média/40m
2
Biomassa média
(g)/40m
2
Acanthuridae Acanthurus bahianus HVAG 0,0032 0,0024
Acanthurus chirurgus HVAG 0,0587 7,1844
Batrachoididae Porichthys porosissimus CIM 0,0095 0,1624
Blenniidae Blenniidae ONIAS 0,0398 0,0140
Hypleurochilus fissicornis CIMAS 0,1935 0,3802
Ophioblennius trinitatis HTER 0,0429 0,7854
Parablennius marmoreus ONIAS 3,6627 8,4723
Parablennius pilicornis ONIAS 2,2000 8,9800
Parablennius spp. ONIAS 1,2450 0,3915
Scartella cristata HTER 0,0139 0,0532
Bothidae Bothus ocellatus CAR 0,0116 0,0700
Carangidae Caranx crysos PISC 0,1563 39,9124
Pseudocaranx dentex PLA 0,1859 9,8449
Seriola rivoliana PISC 0,0156 2,6858
Centropomidae Centropomus undecimalis PISC 0,0824 13,4785
Chaenopsidae Emblemariopsis signifera CIMAS 0,0217 0,0025
Chaetodontidae
Chaetodon striatus CIS 1,0124 43,8268
Diodontidae Diodon hystrix CIS 0,0037 41,8791
Ephippidae Chaetodipterus faber CIM 0,0183 1,0508
Fistulariidae Fistularia tabacaria PISC 0,0053 2,3813
Gobiidae Coryphopterus spp. ONIAS 3,0965 45,7717
Ctenogobius saepapallens CIMAS 0,0302 0,0047
Haemulidae Anisotremus surinamensis
CIM 0,1288 17,5911
Anisotremus virginicus CIM 1,6884 262,6636
Haemulon aurolineatum CIM 17,9040 370,7187
Haemulon parra CIM 0,0087 0,1930
Haemulon steindachneri CIM 0,3250 31,0416
Orthopristis ruber CIM 2,4961 16,0431
Holocentridae Holocentrus adscensionis CIM 0,2991 32,8184
Myripritis jacobus CIM 0,0087 0,0865
Kyphosidae Kyphosus spp. HVAG 1,2135 440,9186
Labridae Bodianus pulchellus CIM 0,0037 1,1475
Bodianus rufus CIM 0,1756 15,4855
Halichoeres poeyi CIM 0,1940 10,6455
Thalassoma noronhanum PLA 0,0032 0,0005
Labrisomidae Labrisomus nuchipinnis CIMAS 0,0341 0,2699
Labrisomus spp. CIMAS 0,0048 0,0007
58
Malacoctenus delalandii CIMAS 1,3811 5,6566
Starksia spp. CIMAS 0,0095 0,0013
Lutjanidae Lutjanus analis CAR 0,0053 2,0350
Ocyurus chrysurus CAR 0,0069 0,2008
Rhomboplites aurorubens PISC 0,4361 7,7370
Malacanthidae Malacanthus plumieri CAR 0,0119 0,7315
Monacanthidae
Stephanolepis hispidus ONI 1,3060 108,6849
Mullidae Pseudupeneus maculatus CIM 0,7740 15,5146
Ogcocephalidae
Ogcocephalus vespertilio CIM 0,0149 1,4855
Ophichthidae Myrichthys ocellatus CIM 0,0113 0,6122
Ostraciidae Acanthostracion spp. ONI 0,0164 0,0018
Pomacanthidae
Holacanthus ciliaris CIS 0,0043 1,6521
Holacanthus tricolor CIS 0,0108 0,8528
Pomacanthus paru CIS 0,0896 55,3681
Abudefduf saxatilis ONI 6,5605 198,5593
Chromis jubauna PLA 0,0218 0,1322
Chromis multilineata PLA 0,4963 15,1671
Stegastes fuscus HTER 5,8624 155,7451
Stegastes pictus ONI 0,0197 0,0528
Stegastes variabilis HTER 0,2758 2,1515
Scaridae Cryptotomus roseus HVAG 0,1796 2,8329
Scarus trispinosus HVAG 0,0224 0,0259
Scarus zelindae HVAG 0,0130 0,9222
Sparisoma amplum HVAG 0,0169 0,0534
Sparisoma axillare HVAG 0,0313 0,4540
Sparisoma frondosum HVAG 0,0513 8,4599
Sparisoma radians HVAG 0,3174 5,9335
Sparisoma tuiupiranga HVAG 0,0333 0,3852
Sciaenidae Odontoscion dentex CAR 1,0349 84,6508
Pareques acuminatus CIM 0,3488 8,7353
Scorpaenidae Scorpaena spp. CIM 0,0152 0,0722
Serranidae Diplectrum radiale CAR 0,1593 0,4179
Dules auriga CAR 0,1262 2,7832
Hyporthodus niveatus* CAR 0,3077 16,3529
Mycteroperca acutirostris PISC 0,4558 40,8209
Mycteroperca bonaci PISC 0,0226 0,3740
Mycteroperca interstitialis
PISC 0,0095 0,1105
Mycteroperca marginata*
CAR 1,1026 129,3634
Mycteroperca microlepis PISC 0,0053 4,9945
Paranthias furcifer PLA 0,0233 0,1162
Serranus atrobranchus CIM 0,0204 0,4224
Serranus baldwini CIM 0,0159 0,1105
Serranus flaviventris CIM 0,0990 2,3234
Sparidae Archosargus rhomboidalis
HVAG 0,0032 2,6627
Diplodus argenteus ONI 16,1070 881,4453
Pagrus pagrus CIM 0,0271 3,3249
59
Sphyraenidae Sphyraena spp. PISC 0,3338 0,3746
Synodontidae Synodus synodus PISC 0,0603 3,0627
Tetraodontidae Canthigaster figueiredoi CIS 0,0209 0,4214
Sphoeroides greeleyi CIS 0,0169 0,2817
Sphoeroides spengleri CIS 1,6852 26,9640
Sphoeroides testudineus CIS 0,0063 0,2389
*Classificação segundo Craig and Hastings 2007
60
CAPÍTULO 3 – Formatado segundo Journal of Fish Biology
DEPTH DISTRIBUTION OF ROCKY REEF FISHES ALONG THE BRAZILIAN COAST
SILVEIRA M.
1
*, BARNECHE D.R.
1
, DINSLAKEN D.F.
1
, LUIZ O.J.
2,3
, KRAJEWSKI J.P.
3
,
PENAS C.S.
4
, AND FLOETER S.R.
1
1
Lab. de Biogeografia e Macroecologia Marinha, Departamento de Ecologia e Zoologia, Centro de
Ciências Biológicas, Universidade Federal de Santa Catarina, Florianópolis, SC, 88010-970, Brazil
2
Computational Ecology Group, Department of Biological Sciences, Macquarie University, Sydney, NSW,
2023, Australia
3
Departamento de Biologia Animal, Instituto de Biologia, Universidade Estadual de Campinas,
Campinas, SP, 13083-970, Brazil
4
Departamento de Bioloxía Animal, Bioloxía Vexetal e Ecoloxía, Universidade da Coruña, Campus da
Zapateira s/n, E-15071 A Coruña, Spain
*Corresponding author, email: marcelo.silveira@icmbio.gov.br
ABSTRACT
Reef fish populations were surveyed at different depths in six sites along the Brazilian
coast and one oceanic island. Photosynthetic radiation (which directly influences algal
productivity) and hydrodynamism are generally considered major variables that
influence reef fish depth distribution. Herbivorous and certain omnivorous that also
forage on algae were more abundant in shallow zones. Physical turbulence is strongest
within the first 8m and apparently limits fish with certain swimming abilities to deeper
areas. Colder water derived from upwelling in deeper parts of the reefs also seems to
be limiting many tropical species in the southwestern and south Brazil. Although there
are correlations between fish populations and depth, data are insufficient to enable
more definitive conclusions to be drawn. Most reef fishes are versatile and distributed
widely over the reef, however, some are restricted to a given depth stratum and,
hence, may be used to characterize those habitats.
Keywords: southwestern Atlantic, trophic groups, hydrodynamic turbulence,
swimming ability, upwelling.
61
INTRODUCTION
Some studies tried to evaluate the effects of depth in the distribution of reef fish
assemblages (Thresher & Colin, 1986; Olavo et al., 2007), however detailed depth
patterns and its causes remain a matter of debate (e.g. Fasola et al., 1997; Srinivasan,
2003; Brokovich et al., 2008). Some environmental factors vary vertically with depth
and could restrict the distribution of organisms to different depth zones (Lalli &
Parsons, 1997). In the case of shallow reef zones, variations in primary productivity
(Russ, 2003), temperature (Leichter & Miller, 1999; Oliveira et al., 2008),
hydrodynamic turbulence (Craig & Banner, 1994; McGehee, 1994; Bekkby et al., 2008)
and habitat complexity (Capítulo 1) were detected within a scale of tens of meters,
normally presenting a negative correlation with depth .
While some environmental conditions, like greater primary productivity, may
favor the occurrence of certain fishes (Russ, 2003), others, like sheltered portions
within the environment, offer less resistance to fish swimming and therefore reduces
the energetic expenditure of fishes living in it. Recent studies have demonstrated that
the interaction between water flux and swimming capability of different fish species
may determine their distribution on the reef (Bellwood & Wainwright 2001; Fulton et
al., 2001; Johansen et al., 2008).
Likewise, distinct nutritional needs, behavior and morphology may reflect vertical
distribution patterns related to primary productivity and water flux. Herbivorous
fishes, for example, seem to be more abundant in shallower coral reef zones where
the primary productivity of algae is greater (Russ, 2003; Fox & Bellwood, 2007).
Nevertheless, these fish are found in greater abundances at the reef crest and this may
be either due to reduced water flux (Fox & Bellwood, 2007) or greater productivity
(Russ, 2003).
Different approaches have been used in the analyses of the vertical distribution
of the reef ichthyofauna: focused on specific species (Fasola et al., 1997; Ferreira et al.,
2001), genera (Sala & Ballesteros, 1997), or families (Brokovich et al., 2008), or even
size classes within a population (La Mesa et al., 2002). Although the causes for the
vertical distribution of herbivorous fishes have been better studied in coral reefs (Fox
62
& Bellwood, 2007), little attention has been given to the possible depth influence on
the distribution of other trophic groups.
Considering that recent studies have shown changes in the trophic structure of
reef fishes along the latitudinal gradient (Ferreira et al., 2004; Floeter et al., 2004), this
work addressed the following questions: What is the influence of depth in the vertical
distribution of reef fish trophic groups distributed along a large latitudinal gradient, i.e.
the Brazilian coast? What is the influence of latitude on different trophic groups
related to their depth distributions?
MATERIALS AND METHODS
Study sites
One oceanic island and six coastal islands were studied along the Brazilian coast
(Fig. 1): (a) Fernando de Noronha Archipelago, off NE coast of Brazil (Marine Park) (see
Garla et al., 2006; Bonaldo et al., 2007 for site description); (b) Escalvada and Três Ilhas
(both not protected) (Floeter et al., 2007), at Espírito Santo State, SE Brazil; (c) Laje de
Santos (Marine Park) (Luiz et al., 2008) at São Paulo State, SE Brazil; (d) Deserta (no
take zone), Campeche and Moleques do Sul Archipelago (both not protected) at Santa
Catarina State, S Brazil (Barneche et al., 2009).
One site at each island was elected for the study based on the maximum depth
attained. All sites are rocky reefs in which the maximum depth attained at least 15
meters so we studied three depth strata: shallow (5 m), medium (10 m) and deep (15
m).
63
FIG. 1. Studied islands along Brazilian coast.
Fish census and trophic categorization
In each depth strata eight to ten visual censuses using line transects (20x2 m =
40m
2
) were performed (see Floeter et al., 2007 for details). All species were classified
into trophic groups according to Ferreira et al. (2004). Trophic groups were as follows:
territorial herbivores, roving herbivores, sessile invertebrate feeders, mobile
invertebrate feeders, planktivores, omnivores, carnivores and piscivores.
Statistical analyses
One way ANOVA was used to test differences in mean density and richness per
40m
2
between different depth strata within an island. Density data were log
transformed to achieve normality (Underwood, 1997). Whenever ANOVA showed
differences between the means, post hoc multiple mean comparisons Student-
Newman-Keuls (SNK) test was conducted to detect differences among means (Zar,
1999). The relative abundance of the three most representative species within
selected trophic groups was analyzed.
64
RESULTS
Trophic groups
The relative abundance of trophic groups differed among localities (Fig. 2). At
Fernando de Noronha Archipelago and Espírito Santo, a greater proportion of roving
herbivores (ROVH) was noticed when compared to other localities. Mobile
invertebrate feeders (MINV) were the most abundant group of most islands.
Planktivores (PLA) were very expressive at F. de Noronha, Laje de Santos and
Escalvada, being the most representative at the former. The dominance of omnivores
(OMNI) highlighted Campeche and Moleques do Sul from the rest. Macrocarnivores
(MCAR = carnivores + piscivores) were proportionally the most representative at
Moleques do Sul. Territorial herbivores (THER), in general, showed smaller relative
abundance being more representative at F. de Noronha, Laje de Santos and Deserta.
Sessile invertebrate feeders (SINV) were not an overall abundant group.
65
FIG. 2. Relative abundance of trophic groups in each depth at the studied sites. Trophic groups:
MCAR = macrocarnivores, (carnivores+piscivores), PLA = planktivores, SINV = sessile
invertebrate feeders, MINV = mobile invertebrate feeders, OMNI = omnivores, THER =
territorial herbivores, ROVH = roving herbivores.
Only the sessile invertebrate feeders did not show significant differences in mean
density between the depth strata in any studied island (Fig. 3). All other trophic groups
showed differences in mean density among depths, though not at all sites (Fig. 4).
Territorial herbivores mean density showed significant differences in almost all studied
sites but Escalvada. They seemed to be more abundant at shallower depths (shallow
66
and medium vs. deep) while differences between shallow and medium strata were
only observed at Moleques do Sul. Differences in mean density of roving herbivores
were only noticed at Escalvada and Laje de Santos, being more abundant in the
shallow stratum at both sites. Only Noronha and Três Ilhas showed no significant
differences between depth strata for omnivorous fishes. At Laje de Santos and Santa
Catarina islands, omnivores tended to concentrate at shallower depths while at
Escalvada they most occurred at deep stratum (Fig. 3) as they did in F. de Noronha,
although not significant in the latter. Três Ilhas was the only site to show differences
between depth strata for planktivores, where they most occurred at the deep. The
mobile invertebrate feeders (MINV) showed significant differences between depth
strata at Três Ilhas, Escalvada and Moleques do Sul, being more representative at the
deep stratum but at the latter, where they most occured at shallower (shallow and
medium) depths. Carnivores were significantly more abundant at medium and deep
strata at Três Ilhas and Escalvada, and Campeche (Figs. 2 and 4). Differences in the
abundance of piscivores were only observed at F. de Noronha, where the group
increased its abundance towards the deep (Fig. 4). However the highest mean (found
at ‘deep’) was lower than 1 individual/40m², highlighting the low representativeness of
piscivores at this site.
67
FIG. 3. Mean density/40m² of different trophic groups in each depth at the studied sites.
Trophic groups: THER = territorial herbivores, ROVH = roving herbivores, OMNI = omnivores,
SINV = sessile invertebrate feeders. Sites: TRE = Três Ilhas, ESC = Escalvada, LAJE = Laje de
Santos, CAM = Ilha do Campeche, DES = Ilha Deserta, MOL = Ilha Moleques do Sul.
68
FIG. 4. Mean density/40m² of different trophic groups in each depth at the studied sites.
Trophic groups: PLA = planktivores, MINV = mobile invertebrate feeders, CAR = carnivores,
PISC = piscivores. Sites: TRE = Três Ilhas, ESC = Escalvada, LAJE = Laje de Santos, CAM = Ilha do
Campeche, DES = Ilha Deserta, MOL = Ilha Moleques do Sul.
69
FIG. 5. Relative abundance of most abundant species for selected trophic groups in each depth
at studied sites. Trophic groups: THER = territorial herbivores, PLA = planktivores, OMNI =
omnivores, CAR = carnivores. Species:
ABU SAX = Abudefduf saxatilis, CEP FUL = Cephalopholis fulva,
CEP FUR = Cephalopholis furcifer, CHR JUB = Chromis jubauna, CHR MUL = Chromis multilineata, CLE BRA
= Clepticus brasiliensis, COR GLA = Coryphopterus glaucofraenum, DIP ARG = Diplodus argenteus, DUL
AUR = Dules auriga, HYP NIV = Hyporthodus niveatus, LUT ANA = Lutjanus analis, LUT CHR = Lutjanus
chrysurus, MYC MAR = Mycteroperca marginata, ODO DEN = Odontoscion dentex, OPH TRI =
Ophioblennius trinitatis, PAR ACU = Pareques acuminatus, PAR MAR = Parablennius marmoreus, PAR PIL
= Parablennius pilicornis, PAR SPP = Parablennius spp., PEM SCH = Pempheris schomburgkii, PSE DEN =
70
Pseudocaranx dentex, RYP SAP = Rypticus saponaceus, SCA CRI = Scartella cristata, STE FUS = Stegastes
fuscus, STE PIC = Stegastes pictus, STE VAR = Stegastes variabilis, THA NOR = Thalassoma noronhanum.
Abundant species
The relative abundance of the most representative species in some trophic
groups differed with depth (Fig. 5). Stegastes fuscus was the dominant species of
territorial herbivores and together with S. variabilis was present at all coastal sites.
Stegastes variabilis showed an increase in abundance towards the deep at ES islands
while showing the opposite trend at Laje de Santos and SC islands. Ophioblennius
trinitatis occurred only at the shallow at Campeche and Deserta.
Within the planktivores, Chromis multilineata occurred at all sites and was more
abundant at shallower zones of the reef (shallow and medium). Its congeneric, C.
jubauna, showed the opposite pattern in the sites it occurred, and was more abundant
at the deep zone. The three most abundant planktivorous species may be segregating
(see Fig. 5) with depth at Campeche (SC).
Abudefduf saxatilis was the only omnivore species present at all sites. The
species showed a decrease in abundance towards the deep at all sites but Escalvada
(ES). Diplodus argenteus, another abundant omnivore, occasionally showed the
opposite pattern, increasing in abundance towards the deep.
Mycteroperca marginata was the most abundant species of carnivores at Laje de
Santos and SC but differed in trends between each island. The most abundant species
of carnivores at ES islands were Cephalopholis fulva at Escalvada and Odontoscion
dentex at Três Ilhas. At Três Ilhas, both Scianidae species, O. dentex and Pareques
acuminatus, showed inverse patterns of distribution with the former increasing and
the latter decreasing with increasing depth.
Species richness
Two islands of south Brazil (SC State), Deserta and Moleques do Sul, showed a
significant decrease in mean richness/40m
2
with increasing depth while coastal islands
of ES showed the opposite pattern (Fig. 6). Moreover, a decrease in total richness was
observed compared to ES and Laje de Santos islands.
71
FIG. 6. Mean richness/40m² in each depth at studied sites. Letters indicate homogeneous
groups (ANOVA-SNK). Numbers represent the actual total richness found in each depth.
DISCUSSION
The relative abundance of rocky reef fish trophic groups differed among the
studied locations in a similar way described by Ferreira et al. (2004). However, for the
first time, the effects of reef depth on the distribution of trophic groups and its
interaction with latitudinal changes are presented.
The total proportion of herbivores (territorial and roving) declined steadily from
lower to higher latitudes. This pattern was attributed to a physiological constraint in
the digestive capabilities presented by tropical herbivorous fishes when living in colder
water (Floeter et al., 2005). In general, the proportion of herbivorous fishes also shows
to decrease as depth increases in Brazilian rocky reefs. The greater abundance of both
roving and territorial herbivores at shallow and intermediate depths reinforces the
idea of primary productivity as a driving factor for the occurrence of this group, as also
observed by other studies (Ohman & Rajasuriya, 1998; Nagelkerken et al., 2001; Russ
2003; Fox & Bellwood 2007; Brokovich et al., 2008; Brokovich et al., in press). The
72
decrease of temperature with depth, however, is steeper on Brazilian subtropical rocky
reefs than on tropical coral reefs elsewhere due to the intrusion of upwelling-derived
cold water (Ferreira et al., 1998; Luiz, 2009). Thus, an alternative hypothesis to the
decrease in algal primary productivity is that the effects of temperature decrease with
depth in subtropical rocky reefs mimics the effects of latitudinal gradients, therefore
invoking the physiological constraints in algae digestibility as the main cause for
herbivore decrease with depth. Further experimentation is needed to discern which of
those hypotheses are likely to be the main factor structuring the depth distribution of
herbivorous fishes on Brazilian rocky reefs.
Omnivorous fishes also present a decrease with depth in the southern localities
analyzed. This group is characterized by being versatile in swift among animal and
algae material use for food and thus we did not expect to find such pattern due to its
high food flexibility (Behrens & Lafferty, 2007). The fact that the effect of depth on
omnivores was noticeable only in the reefs subjected by cold water suggests a role of
the temperature driving this pattern. Fishes of tropical origin tend to avoid cold waters
for several reasons other than food availability (Graham, 1971; Coutant, 1987; Mora &
Ospina, 2002) or alternatively, for some unknown reason, the omnivorous species
found in the Brazilian rocky reefs have a preference to rely on a diet on algae in
physiological optimal depth levels than turn to invertivory.
Other groups do not show a clear pattern of depth structure. The lack of spatial
structure in the mobile invertebrate feeders (MINV) is generally attributed to their
trophic versatility (Bellwood et al., 2006). However, as Jones et al. (1991) pointed out,
the lack of detailed studies of food items for MINV species could mask patterns of
niche partitioning among them. Types of prey consumed are usually assigned to broad
taxonomic categories, which usually do not allow inferences on their habitat or depth
preferences (Jones et al., 1991). Luiz (2009), for example, found that species of the
genus Halichoeres and Bodianus (all of them MINVs) clearly segregate from their
congenerics by inhabiting different depth levels along the rocky reef, even though the
author was not able to define what resources used by the species determine that
structure. Although zoobentivorous fish were shown to decrease with depth in the
73
Caribbean (Nagelkerken et al., 2001), the abundance of MINVs is generally not strongly
related to any environmental factor (Floeter et al., 2007; Jones et al.; 1991).
Brokovich et al. (2008) observed a decrease in density for the family Serranidae
down to 50m and than an increase until 65m. Our study showed distinct results, where
top predators, the macrocarnivores (carnivores+piscivores), increased in abundance
with depth. The same pattern was already described for Caribbean reefs (Nagelkerken
et al., 2001), however as our study this increase should take into account that our
‘deep’ is relatively shallow compared to Brokovich et al. (2008) depth range.
We observed a decrease in species richness with depth at sites subjected to
strong upwelling influence (Luiz, 2009). However, sites with tropical affinities and less
susceptible to upwelling showed the opposite pattern. Increase in species richness
with depth was already reported in coral reefs at the Red Sea (Roberts & Ormond,
1987), Hawaii (Friedlander & Parrish, 1998) and Sri Lanka (Ohman & Rajasuriya, 1998).
On the other hand, Tyler et al. (2009) realized that species abundance and richness
respond differently depending on fishing pressure mainly due to greater richness of
commercial species at shallow depths and the lack of influence of depth and fishing
pressure on non-commercial species. Only Laje de Santos (SP) and Deserta (SC) are no-
take zones in our survey. The latter showed differences in richness between depths,
however non-protected coastal islands (Moleques do Sul and Campeche) showed the
same trend. This may be due to the lack of protection effectiveness at this site (Floeter,
pers. obs.). Although some studies confirm the idea that there is greater concentration
of fish within deeper zones at fished sites (see Tyler et al., 2009), other factors must be
taken into account. In the present study, decrease in species richness with depth even
in heavily fished islands may be a consequence of upwelling in subtropical reefs.
Where significant differences in density between depths were observed, the
medium stratum always showed intermediate values, so the idea in which the medium
depth represents an ‘optimal’ habitat was not supported. There was no evidence that
this stratum can be considered a transition between shallow and deep strata, thus
showing greater abundance (Brokovich et al., 2008).
A possible hypothesis that some groups may be preferentially occurring at
extreme studied depths (shallow and deep) seem to be applied at least to some
74
groups. Even so, a transition environment between these depths may be occurring at
non-studied deeper zones. Brokovich et al. (2008) suggest that there is such transition
stratum at 30m at their studied site. However, little is known about this trend in reefs
shallower than 30m. Reefs with distinct maximum depths may be spatially “packing”
their species in different ways.
Recruitment and post-recruitment processes should determine where certain
species will preferentially occur. Species with small range of depth distribution
generally survive and grow better at depths where they are most abundant. However,
those with greater range of depth distribution tend to be more tolerant to different
depth strata (Srinavasan, 2003). Some cases of depth segregation between species
were observed in the present study (Fig. 5). Even so, this segregation pattern was not
always consistent among the studied islands. Nevertheless, some cases were
consistent between SC and SP and different at ES. Therefore it seems to be that there
are patterns of species segregation according to depth along the Brazilian coast at
some extent. Srinavasan (2003) argues that prey and predator depth distribution may
influence the fitness and preference of a species at certain depth or that physical
factors (e.g. water pressure, temperature and light intensity) determine the specific
vertical distribution of larval settlement and therefore the adult population.
We observed a segregated depth distribution between Diplodus argenteus and
Abudefduf saxatilis where both species seem to complement each other’s density.
Simpatric species of reef fish with similar habitat occurring at distinct vertical zones
(segregated in steep reefs) were reported in the Mediterranean and East Atlantic and
hydrodynamics was attributed as a determinant factor for this segregation (A. Palmeri,
umpubl. data). Regarding the fact that species vertical segregation may be taking place
at specific type of habitats (e.g. steep reefs; Millazo et al., umpubl. data), we
recommend that future studies consider other variables than depth.
The effect of depth (and other variables as habitat complexity and benthic cover)
on reef fish community structure was already recognizable at the local scale (Mellin et
al., 2009). Verifying the influence of such variables on a broader geographic scale may
shed light on diversity patterns, from local to regional (Friedlander et al., 2003; Mellin
et al., 2009). In this sense, the present study showed the effect of depth on different
75
trophic groups from the same regional pool (Brazilian province) of reef fish along a
latitudinal scale.
A good deal of attention has been paid to the influence of habitat factors on the
occurrence of species, trying to understand both species intrinsic biological factors that
make them “chose” certain type or part of habitat (Sale et al., 1984; Jones, 1988;
Gutiérrez, 1998; Dahlgren &Eggleston, 2000; Kane et al., 2009) and the capacity of this
habitats to allow the coexistence of different species at the same time (Wellenreuther
et al., 2007). Even so, factors such as fishing pressure may be obscuring or modifying
patterns of local distribution of species and should be look at with good care (Tyler et
al., 2009).
CONCLUSIONS
The present study shows that depth itself does not explain the density
distribution of rocky reef fish, especially in the relatively narrow depth range analyzed.
Fasola et al. (1997) observed similar results with a few species presenting vertical
segregation, but many with high overlap even in a wider depth range (0 to 42 m).
Biotic and abiotic factors may interact differently in each studied island and probably
puzzled the patterns of species vertical distribution, even though we found some
latitudinal trends.
Herbivorous fish (and certain omnivorous that also forage on algae) were more
abundant in shallow zones. Water turbulence is strongest within the first 8m and
apparently limits fish with certain swimming abilities to deeper areas. Colder water
derived from upwelling in deeper parts of the reefs also seems to be limiting many
tropical species in the southeastern and south Brazil.
Southeastern and south Brazilian rocky reefs represent a distinct type of habitat
for reef fish due to greater water turbidity, cold upwelling derived waters and
therefore the results herein presented may not be comparable to others already
described for coral reefs around the world. Future studies comparing localities on the
northeastern coast of Brazil will help to solve if such differences should be attributed
to habitat type (coral vs. rocky reefs) or to the Brazilian province itself.
76
Physical (structural complexity, type of reef, upwelling), biological (predator and
prey abundance, benthic cover) and human factors (overfishing) as well as island
geomorphology may modify the same potential depth habitat between different sites.
Future broad scale studies concerned about the influence of all this factors on
different trophic groups of reef fish will help to better understand such patterns.
While there are some correlations between fish populations and depth, data are
insufficient to enable more definitive conclusions to be drawn. Most reef fishes are
versatile and distributed widely over the reef, however, some are restricted to a given
depth stratum and, hence, may be used to characterize those habitats.
REFERENCES
Barneche, D. R., Anderson, A. B., Floeter S. R., Silveira, M., Dinslaken, D. F. & Carvalho-
Filho, A. (2009). Ten new records of reef fish on the coast of Santa Catarina State,
Brazil. Marine Biodiversity Records 2, e143.
Behrens, M. D. & Lafferty, K. D. (2007). Temperature and diet effects on omnivorous
fish performance: implications for the latitudinal diversity gradient in
herbivorous fishes. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 64, 867–
873.
Bekkby, T., Isachsen, P.E., Isæus, M. & Bakkestuen, V. (2008). GIS modelling of wave
exposure at the seabed – a depth-attenuated wave exposure model. Marine
Geodesy 31(2), 117–127.
Bellwood, D. R. & Wainwright, P. C. (2001). Locomotion in labrid fishes: implications for
habitat use and cross-shelf biogeography on the Great Barrier Reef. Coral Reefs
20, 139–150.
Bellwood, D. R., Wainwright, P. C., Fulton, C. J. & Hoey, A. S. (2006). Functional
versatility supports coral reef biodiversity. Proceedings of the Royal Society
Biological Sciences 273, 101–107.
Bonaldo, R. M., Krajewski, J. P., Sazima, C. & Sazima, I. (2007). Dentition damage in
parrotfishes feeding on hard surfaces at Fernando de Noronha Archipelago,
southwest Atlantic Ocean. Marine Ecology Progress Series 342, 249–254.
77
Brokovich, E., Einbinder, S., Shashar, N., Kiflawi, M. & Kark, S. (2008). Descending to
the twilight-zone: changes in coral reef fish assemblages along a depth gradient
down to 65m. Marine Ecology Progress Series 371, 253–262.
Brokovich, E., Ayalon, I., Einbinder, S., Segev, N., Shaked, Y., Genin, A., Kark, S. &
Kiflawi, M. Grazing pressure declines across a significant depth gradient in coral
reefs. Marine Ecology Progress Series. in press.
Coutant C. (1987). Thermal preference: when does an asset become a liability?
Environmental Biology of Fishes 18, 161–172.
Craig, P. D. & Banner, M. L. (1994). Modeling wave-enhanced turbulence in the ocean
surface layer. Journal of Physical Oceanography 24, 2546–2559.
Dahlgren, C. P. & Eggleston, D. B. (2000). Ecological processes underlying ontogenetic
habitat shifts in a coral reef fish. Ecology 81(8), 2227–2240.
Fasola, M., Canova, L., Foschi, F., Novelli, O. & Bressan, M. (1997). Resource use by a
Mediterranean rocky slope fish assemblage. Marine Ecology 18, 51–66.
Ferreira, C. E. L., Peret, A. C. & Coutinho, R. (1998). Seasonal grazing rates and food
processing by tropical herbivorous fishes. Journal of Fish Biology 53(A), 222–235.
Ferreira, C. E. L., Gonçalves, J. E. A. & Coutinho, R. (2001). Community structure of
fishes and habitat complexity on a tropical rocky shore. Environmental Biology of
Fishes 61, 353–369.
Ferreira, C. E. L., Floeter, S. R., Gasparini, J. L., Joyeux, J. C. & Ferreira, B. P. (2004).
Trophic structure patterns of Brazilian reef fishes: a latitudinal comparison.
Journal of Biogeography 31, 1093–1106.
Floeter, S. R., Ferreira, C. E. L., Dominici-Arosemena, A. & Zalmon, I. (2004). Latitudinal
gradients in Atlantic reef fish communities: trophic structure and spatial use
patterns. Journal of Fish Biology 64, 1680–1699.
Floeter, S. R., Behrens, M. D., Ferreira, C. E. L., Paddack, M. J. & Horn, M. H. (2005).
Geographical gradients of marine herbivorous fishes: patterns and processes.
Marine Biology 147, 1435–1447.
Floeter, S. R., Krohling, W., Gasparini, J. L., Ferreira, C. E. L. & Zalmon, I. (2007). Reef
fish community structure on coastal islands of the southeastern Brazil: the
78
influence of exposure and benthic cover. Environmental Biology of Fishes 78,
147–160.
Fox, R. J. & Bellwood, D. R. (2007). Quantifying herbivory across a coral reef depth
gradient. Marine Ecology Progress Series 339, 49–59.
Fulton, C. J., Bellwood, D. R. & Wainwright, P. C. (2001). The relationship between
swimming ability and habitat use in wrasses (Labridae). Marine Biology 139, 25–
33.
Friedlander, A. M. & Parrish, J. D. (1998). Habitat caracteristics affecting fish
assemblages on a Hawaiian coral reef. Journal of Experimental Marine Biology
and Ecology 224, 1–30.
Friedlander, A. M., Brown, E. K., Jokiel, P. L., Smith, W. R. & Rodgers K. S. (2003).
Effects of habitat, wave exposure, and marine protected area status on coral reef
fish assemblages in the Hawaiian archipelago. Coral Reefs 22, 291–305.
Garla, R. C., Chapman, D. D., Wetherbee, B. M. & Shivji, M. (2006). Movement patterns
of young Caribbean reef sharks, Carcharhinus perezi, at Fernando de Noronha
Archipelago, Brazil: the potential of marine protected areas for conservation of a
nursery ground.
Marine Biology 149, 189–199.
Graham J. B. (1971). Temperature tolerance of some close related tropical
Atlantic and Pacific fish species. Science 172, 861-863.
Gutiérrez, l. (1998). Habitat selection by recruits establishes local patterns of adult
distribution in two species of damselfishes: Stegastes dorsopunicans and S.
planifrons. Oecologia 115, 268–277.
Johansen, J. L., Bellwood, D. R. & Fulton, C. J. (2008). Coral reef fishes exploit flow
refuges in high-flow habitats. Marine Ecology Progress Series 360, 219–226.
Jones, G. P. (1988). Experimental evaluation of the effects of habitat structure and
competitive interactions on the juveniles of two coral reef fishes. Journal of
Experimental Marine Biology and Ecology
123, 115–126.
Jones, G. P., Ferrell, D. J. & Sale, P. F. (1991). Fish predation and its impact on the
invertebrates of coral reefs and adjacent sediments. In: The ecology of fishes on
coral reefs. (Sale, P. F. ed.), pp 156–179. San Diego: Academic Press.
79
Kane, C. N., Brooks, A. J., Holbrook, S. J. & Schmitt, R. J. (2009). The role of
microhabitat preference and social organization in determining the spatial
distribution of a coral reef fish. Environmental Biology of Fishes 84, 1–10.
La Mesa, G., Louisy, P. & Vacchi, M. (2002). Assessment of microhabitat preferences in
juvenile. dusky grouper (Epinephelus marginatus) by visual sampling. Marine
Ecology 140, 175–185.
Lalli, C. M. & Parsons, T.R. (1997). Biological Oceanography, An Introduction. (2nd
edition). Oxford: The Open University.
Leichter, J. J. & Miller, S. L. (1999). Predicting high-frequency upwelling: Spatial and
temporal patterns of temperature anomalies on a Florida coral reef. Continental
Shelf Research 19(7), 911–928.
Luiz, O. J., Carvalho-Filho, A., Ferreira, C. E. L., Floeter, S. R., Gasparini, J. L. & Sazima, I.
(2008). The reef fish assemblage of the Laje de Santos Marine State Park,
Southwestern Atlantic: annotated checklist with comments on abundance,
distribution, trophic structure, mutualistic associations, and conservation.
Zootaxa 1807, 1–25.
Luiz, O. J. (2009). Composição e estrutura da comunidade de peixes recifais em relação
a quatro variáveis ambientais no Parque Estadual Marinho da Laje de Santos,
Estado de São Paulo. MSc Thesis. Campinas: Universidade Estadual de Campinas.
McGehee, M. A. (1994). Correspondence between assemblages of coral reef fishes and
gradients of water motion, depth, and substrate size off Puerto Rico. Marine
Ecology Progress Series 105, 243–255.
Mellin, C., Andréfouet, S., Kulbicki, M., Dalleau, M. & Vigliola, L. (2009). Remote
sensing and fish–habitat relationships in coral reef ecosystems: Rewiew and
pathways for systematic multi–scale research. Marine Pollution Bulletin 58, 11–
19.
Millazo, M., Palmeri, A., Falcón, J. M., Badalamenti F., Garcìa-Charton J. A., Sinopoli M.,
Chemello R. & Brito A. Vertical distribution of two sympatric labrid species in the
western Mediterranean and eastern Atlantic rocky subtidal: local shore
topography does matter. Marine Ecology Progress Series, submitted.
80
Mora C. & Ospina A. F. (2002). Experimental effect of cold La Niña temperatures on
the survival of reef fishes from Gorgona Island (eastern Pacific Ocean). Marine
Biology 141, 789–793.
Nalgerkerken, I., Velde, G. van der & Morinière, C. de la. (2001). Fish feeding guilds
along a gradient of bay biotopes and coral reef depth zones. Aquatic Ecology 35,
73–86.
Ohman, M. C. & Rajasuriya, A. (1998). Relationships between habitat structure and
fishes communities on coral and sandstone reefs. Environmental Biology of
Fishes 53, 19–31.
Olavo, G., Costa, P. A. S. & Martins, A. G. (2007). Estrutura de comunidades
de peixes recifais na plataforma externa e talude superior
da costa central brasileira: diversidade e distribuição batimétrica.
In: Biodiversidade da fauna marinha profunda na costa central brasileira. (Costa,
P. A. S., Olavo, G. & Martins, A. S. eds.), pp.15–43. Rio de Janeiro:
Museu Nacional. (Série Livros n. 24).
Oliveira, G., Freire, A. S. & Bertuol, P. R. K. (2008). Reproductive biology of the slipper
lobster Scyllarides deceptor (Decapoda: Scyllaridae) along the southern Brazilian
coast. Journal of the Marine Biological Association of the United Kingdom 88,
1433–1440.
Roberts, C. M. & Ormond, R. F. G. (1987). Habitat complexity and coral reef fish
diversity and abundance on Red Sea fringing reefs. Marine Ecology 41, 1–8.
Russ, G. R. (2003). Grazer biomass correlates more strongly with production than with
biomass of algal turfs on a coral reef. Coral reefs 22, 63–67.
Sala, E. & Ballesteros, E. (1997). Partitioning of space and food resources by three fish
of the genus Diplodus (Sparidae) in a Mediterranean rocky infralittoral
ecosystem. Marine Ecology Progress Series 152, 273-283.
Sale, P. F., Douglas, W. A. & Doherty, P. J. (1984). Choice of microhabitats by coral reef
fishes at settlement. Coral Reefs 3, 91–99.
Srinavasan, M. (2003). Depth distributions of coral reef fishes: the influence of
microhabitat structure, settlement, and post–settlement process. Oecologia 137,
76–84.
81
Tyler, E. H. M., Speight, M. R., Henderson, P. & Manica, A. (2009). Evidence for a depth
refuge effect in artisanal coral reef fisheries. Biological Conservation 142, 652–
667.
Thresher, R. E. & Colin, P. L. (1986). Trophic structure, diversity and abundance of
fishes of the deep reef (30–300 m) at Enewetak, Marshall Islands. Bulletin of
Marine Science 38, 253–272.
Underwood, A. J. (1997). Experiments in ecology: their logical design and interpretation
using analysis of variance. Cambridge: Cambridge University Press.
Wellenreuther, M., Barrett, P. T. & Clements, K. D. (2007).Ecological diversification in
habitat use by subtidal triplefin fishes (Tripterygiidae). Marine Ecology Progress
Series 330, 235–246.
Zar, J.H. (1999). Biostatiscal analysis. New Jersey: Prentice Hall.
82
CONCLUSÕES GERAIS
No que concerne a metodologias de avaliação de complexidade de habitat
constatou-se que atenção especial deve ser dada na aplicação em recifes rochosos de
metodologias comumente utilizadas em recife de corais. Recomenda-se a utilização de
estimativas visuais para tais avaliações em recifes rochosos, as quais mostraram ser
apropriadas por agregarem feições distintas da heterogeneidade do habitat e exigirem
menos tempo e pessoal.
Estudos em ambientes recifais que utilizem as variáveis de complexidade de
habitat (i.e. rugosidade, número e tamanho de tocas) como explicativas devem
considerar o fator profundidade no delineamento amostral. As diferenças encontradas
nessas variáveis por estrato de profundidade mostram que ao se desconsiderar a
profundidade pode-se estar mascarando o efeito da complexidade de habitat em
comunidades.
A variável número de tocas foi a que se relacionou mais fortemente com os
parâmetros de comunidade estudados, mostrando sua importância na complexidade
estrutural de recifes rochosos. Relações entre peixe e habitat escalas dependentes –
tamanho dos peixes vs. diâmetro das tocas – evidenciam a importância de estudos que
contemplem a escala de complexidade de habitat adequada para que seja possível
reconhecer sua funcionalidade em comunidades e/ou populações. Por outro lado, o
índice de rugosidade, amplamente empregado em recifes de corais, deve ser utilizado
com cautela, e de preferência como variável complementar ou secundária em estudos
de comunidade de peixes de costão rochoso.
A densidade de grupos tróficos que vivem mais associados ao substrato
apresentou correlações mais fortes com as variáveis de complexidade de habitat,
mostrando a importância de análises particionadas dentro das comunidades.
A variável ambiental profundidade não foi suficiente para explicar a distribuição
de densidade dos peixes ao longo da costa brasileira, o que pode ter sido fruto da
pequena variação de profundidade analisada. Fasola et al. (1997), mesmo em intervalo
de profundidade maior, de 0 a 42 metros, também encontraram muito pouca
segregação das espécies a nível de profundidade, com alta sobreposição na
distribuição das mesmas. Fatores bióticos e abióticos podem interagir diferentemente
83
em cada ilha estudada e confundirem os padrões de distribuição vertical das espécies,
embora tenham possibilitado encontrar algumas tendências latitudinais.
Peixes herbívoros (e alguns onívoros que também se alimentam de algas) foram
mais abundantes nas áreas mais rasas. Considerando que o hidrodinamismo é mais
forte nos primeiros 8 metros de profundidade, peixes com habilidade de natação
diferenciada podem estar sendo limitados às areas mais fundas. Água fria na parte
mais funda do recife derivada de ressurgência também pode estar limitando a
ocorrência de espécies tropicais no sudeste e sul do Brasil.
Mesmo que se tenham encontrado algumas correlações entre populações de
peixes e profundidade, os dados foram insuficientes para conclusões mais definitivas.
Embora grande parte dos peixes recifais seja versátil e possua distribuição ampla no
recife, alguns são restritos a determinado estrato de profundidade, o que pode ser
usado para caracterizar esses habitats.
Essa dissertação contribuiu para preencher lacunas do conhecimento sobre
peixes de costão rochoso, especialmente os da costa brasileira. Embora futuros
estudos sejam necessários para elucidar melhor alguns pontos aqui levantados, foi
possível reconhecer características importantes do habitat rochoso e sua influencia na
estruturação de comunidades de peixes recifais. Dentre elas o fato de que variáveis e
metodologias amplamente analisadas e utilizadas, respectivamente, em recifes de
corais podem não ter a mesma eficiência em costão rochoso. E também de que o fator
profundidade deve ser considerado, juntamente com outros, em estudos nesses
ambientes.
84
REFERÊNCIAS GERAIS
Fasola, M., Canova, L., Foschi, F., Novelli, O. & Bressan, M. (1997). Resource use by a
Mediterranean rocky slope fish assemblage. Marine Ecology 18(1), 51–66.
Friedlander, A. M. & Parrish, J. D. (1998). Habitat caracteristics affecting fish
assemblages on a Hawaiian coral reef. Journal of Experimental Marine Biology
and Ecology 224, 1–30.
Friedlander, A. M., Brown, E. K., Jokiel, P. L., Smith, W. R. & Rodgers K. S. (2003).
Effects of habitat, wave exposure, and marine protected area status on coral reef
fish assemblages in the Hawaiian archipelago. Coral Reefs 22, 291–305.
Gratwicke, B. & Speight, M. R. (2005a). Effects of habitat complexity on Caribbean
marine fish assemblages. Marine Ecology Progress Series 292, 301–310.
Gratwicke, B. & Speight, M. R. (2005b). The relationship between fish species richness,
abundance and habitat complexity in a range of shallow tropical marine habitats.
Journal of Fish Biology 66, 650–667.
Kuffner, I. B., Brock, J. C., Grober-Dunsmore, R., Bonito, V. E., Hickey, T. D. & Wright, C.
W. (2007). Relationships between reef fish communities and remotely sensed
rugosity measurements in Biscayne National Park, Florida, USA. Environmental
Biology of Fishes 78, 71–82.
Letourner, Y., Ruitton, S. & Sartoretto, S. (2003). Environmental and benthic habitat
factors structuring the spatial distribution of a summer infralittoral fish
assemblage in the north-western Mediterranean Sea. Journal of Marine
Biological Association of the United Kingdom 83, 193–204.
Luckhurst, B. E. & Luckhurst, K. (1978). Analysis of the influence of substrate variables
on coral reef fish communities. Marine Biology 49, 317–323.
McCormick, M. I. (1994). Comparison of field methods for measuring surface
topography and their associations with a tropical reef fish assemblage. Marine
Ecology Progress Series 112, 87–96.
Mellin, C., Andréfouet, S., Kulbicki, M., Dalleau, M. & Vigliola, L. (2009). Remote
sensing and fish–habitat relationships in coral reef ecosystems: Rewiew and
pathways for systematic multi–scale research. Marine Pollution Bulletin 58, 11–
19.
85
McGehee, M. A. (1994). Correspondence between assemblages of coral reef fishes and
gradients of water motion, depth, and substrate size off Puerto Rico. Marine
Ecology Progress Series 105, 243–255.
McKenna Jr., J. E. (1997). Influence of Physical Disturbance on the Structure of Coral
Reef Fish Assemblages in the Dry Tortugas. Caribbean Journal of Science 33, 82–
97.
Purkis, S. J., Graham, N. A. J. & Riegl, B. M. (2008). Predictability of reef fish diversity
and abundance using remote sensing data in Diego Garcia (Chagos Archipelago).
Coral reefs 27, 167–178.
Roberts, C. M. & Ormond, R. F. G. (1987). Habitat complexity and coral reef fish
diversity and abundance on Red Sea fringing reefs. Marine Ecology 41, 1–8.
Shima, J. S., Osenberg, C. W. & St Mary, C. M. (2008). Quantifying site quality in a
heterogeneous landscape: recruitment of a reef fish. Ecology 89(1), 86–94.
Srinavasan, M. (2003). Depth distributions of coral reef fishes: the influence of
microhabitat structure, settlement, and post–settlement process. Oecologia 137,
76–84.
Townsend, C. R., Begon, M. & Harper, J. L. (2006). Fundamentos em Ecologia. Porto
Alegre : Artimed.
Wilson, S. K., Graham, N. A. J. & Polunin, N. V. C. (2007). Appraisal of visual
assessments of habitat complexity and benthic composition on coral reefs.
Marine Biology 151, 1069–1076.
Livros Grátis
( http://www.livrosgratis.com.br )
Milhares de Livros para Download:
Baixar livros de Administração
Baixar livros de Agronomia
Baixar livros de Arquitetura
Baixar livros de Artes
Baixar livros de Astronomia
Baixar livros de Biologia Geral
Baixar livros de Ciência da Computação
Baixar livros de Ciência da Informação
Baixar livros de Ciência Política
Baixar livros de Ciências da Saúde
Baixar livros de Comunicação
Baixar livros do Conselho Nacional de Educação - CNE
Baixar livros de Defesa civil
Baixar livros de Direito
Baixar livros de Direitos humanos
Baixar livros de Economia
Baixar livros de Economia Doméstica
Baixar livros de Educação
Baixar livros de Educação - Trânsito
Baixar livros de Educação Física
Baixar livros de Engenharia Aeroespacial
Baixar livros de Farmácia
Baixar livros de Filosofia
Baixar livros de Física
Baixar livros de Geociências
Baixar livros de Geografia
Baixar livros de História
Baixar livros de Línguas
Baixar livros de Literatura
Baixar livros de Literatura de Cordel
Baixar livros de Literatura Infantil
Baixar livros de Matemática
Baixar livros de Medicina
Baixar livros de Medicina Veterinária
Baixar livros de Meio Ambiente
Baixar livros de Meteorologia
Baixar Monografias e TCC
Baixar livros Multidisciplinar
Baixar livros de Música
Baixar livros de Psicologia
Baixar livros de Química
Baixar livros de Saúde Coletiva
Baixar livros de Serviço Social
Baixar livros de Sociologia
Baixar livros de Teologia
Baixar livros de Trabalho
Baixar livros de Turismo
