ads:
UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO DE JANEIRO
CENTRO DE CIÊNCIAS DA SAÚDE
INSTITUTO DE BIOLOGIA
DEPARTAMENTO DE ECOLOGIA
EFEITO DA RETIFICAÇÃO DE RIOS SOBRE AS TAXOCENOSES
DE PEIXES: ESTUDO EM RIOS COSTEIROS DE MATA ATLÂNTICA NO
ESTADO DO RIO DE JANEIRO, BRASIL
URSULA JARAMILLO-VILLA
Dissertação apresentada ao Programa de Pós-
Graduação em Ecologia da Universidade Federal do Rio
de Janeiro, como parte dos requisitos necessários à
obtenção do grau de mestre em Ciências Biológicas
(Ecologia).
28 de maio de 2010
ads:
Livros Grátis
http://www.livrosgratis.com.br
Milhares de livros grátis para download.
ii
RIO DE JANEIRO, RJ - BRASIL
MAIO DE 2010
UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO DE JANEIRO/UFRJ
INSTITUTO DE BIOLOGIA
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM ECOLOGIA-PPGE
CX.POSTAL 68.020 – ILHA DO FUNDÃO
CEP: 21941-590 – RIO DE JANEIRO – RJ – BRASIL
TEL./FAX: (21) 290-3308 TEL.: (21) 562-6320
Efeito da retificação de rios sobre as taxocenoses de peixes: estudo em rios
costeiros de Mata Atlântica no Estado do Rio de Janeiro, Brasil
URSULA JARAMILLO-VILLA
Dissertação apresentada ao Programa de Pós-Graduação em Ecologia da
Universidade Federal do Rio de Janeiro, como parte dos requisitos
necessários à obtenção do grau de mestre em Ciências Biológicas (Ecologia).
Defendida em 28 de maio de 2010
APROVADA POR:
________________________________________________
Prof
a
. Erica Pellegrini Caramaschi, Drª. (orientadora)
Universidade Federal de Rio de Janeiro
________________________________________________
Prof. Darcilio Fernandes Baptista, Dr.
Fundação Oswaldo Cruz
________________________________________________
Prof. Francisco Leonardo Tejerina-Garro, Dr.
Pontifícia Universidade Católica de Goiás
ads:
iii
FICHA CATALOGRÁFICA
JARAMILLO-VILLA, U.
Efeito da retificação de rios sobre as taxocenoses de peixes: estudo em rios costeiros
de Mata Atlântica no Estado do Rio de Janeiro, Brasil. (Rio de Janeiro) 2010
xii + 91 p. (Instituto de Biologia / UFRJ, M. Sc., Ecologia, 2010)
Dissertação de Mestrado - Universidade Federal do Rio de Janeiro, PPGE
1. bacias hidrográficas tropicais 2. canalização de rios 3. desmatamento ciliar
4. impactos antrópicos 5. macro-hábitat 6. meso-hábitat 7. micro-hábitat
iv
Estudo desenvolvido no laboratório de Ecologia de Peixes da Universidade Federal de
Rio de Janeiro (UFRJ) como parte do projeto “Estudos Ecológicos da Ictiofauna do Rio
Macaé” sob coordenação de Érica Pellegrini Caramaschi.
v
AGRADECIMENTOS
Às agencias de financiamento CNPq e FAPERJ, pelas bolsas disponibilizadas no
primeiro e segundo ano de estudos, respectivamente, e pelos auxílios à pesquisa
concedidos no período;
Ao sistema educativo brasileiro, que permite a estudantes da America Latina
desenvolver estudos de pós-graduação em condições apropriadas para o exercício
científico, além de possibilitar um rico intercâmbio cultural, científico e humano, nas
suas universidades;
Ao programa de Pós-Graduação em Ecologia (PPGE) da Universidade Federal de
Rio de Janeiro, com todo o inigualável grupo de professores e alunos, e especialmente
a Márcia Cristina Renault e Sueli Texeira por sempre atender aos pedidos, geralmente
de último momento;
A minha orientadora Erica Pellegrini Caramaschi, pelo contínuo e sempre
entusiasta apoio no desenvolvimento desta pesquisa;
A Nuno Caiola, Ana Petry e Darcílio Baptista, pelas enriquecedoras sugestões a
este trabalho;
Aos integrates da banca Francisco Leonardo Tejerina-Garro, Darcilio Baptista e
da prebanca Jorge Nessimiam e Ana Petry;
A Felipe Ottoni, Favio Di Dario, Henrique Lazarotto, Javier Maldonado, Marcelo
Britto, Paulo Buckup, Rafael Leitão, Renata Bartolette, Rosana Lima e Wilson Costa,
pela ajuda na identificação dos exemplares problemáticos. Ao IBAMA pela licença de
coleta concedida;
A Juliana Jimenez pela ajuda na editoração, no abstract e no mapa da área de
estudo;
A todos os integrantes do LabEcoPeixes que participaram das coletas em campo
e do processamento em laboratório;
Ao LabEcoPeixes (Érica, Miriam, Rose, Sonia, as meninas e os meninos), por
construir com os atos diários, um laboratório onde o aspecto humano tem a mesma ou
maior importância do que o aspecto científico;
vi
Ao Javier por ser o grande apoio, e empreender junto comigo a aventura
carioca, que nos ensinou mais de nós mesmos do que a gente poderia ter imaginado;
Aos amigos colombianos (e de outras nacionalidades) que padeceram,
gozaram, sofreram, sentiram e amaram junto comigo esta cidade louca, mas enfim
maravilhosa, e agora têm (como eu) metade do coração, carioca;
Aos amigos brasileiros que me receberam de braços e coração abertos e me
mostraram o melhor do Brasil;
Finalmente ao samba, ao carnaval, e à uma cidade e uma cultura que me
lembram que não é necessário ir sempre correndo (Se der eu faço!), pois no final
sempre tudo dá certo, e, se não, fazer o que?
vii
RESUMO
A canalização de rios foi uma prática amplamente difundida em todo o mundo
nas décadas passadas, mas atualmente é reconhecida como desnecessária e
ineficiente para os fins a que se propõe. Por alterar a dinâmica geomorfológica do
canal e os processos ecológicos do sistema fluvial, conseqüentemente altera o hábitat
e a biota aquática e terrestre associadas à área ripária. Para rios nas regiões
temperadas existem numerosos estudos avaliando o efeito deletério da canalização
sobre os hábitats, e sobre a biota associada. Pela revisão da literatura científica foram
encontrados 160 artigos avaliando o efeito da canalização entre a década de 1950 e a
atual, com maior número de trabalhos na década de 1970. Os assuntos abordados
foram os efeitos sobre as comunidades de peixes, de macroinvertebrados, da
vegetação ripária, dentre outros. Para a região tropical não foi encontrado nenhum
artigo avaliando o efeito da canalização de rios ou córregos. O objetivo desta
dissertação foi determinar se a retificação (tipo específico de canalização) de rios
costeiros tropicais e a conseqüente alteração das características físicas do rio e das
áreas adjacentes, produzem mudanças significativas na estrutura e composição da
taxocenose de peixes, avaliando essas mudanças em três escalas espaciais (macro,
meso e micro hábitat). No nível de macro-hábitat, foram comparados trechos (2000 m)
naturais e retificados em três bacias: Macaé, São João e Imbé (esse último usado como
referência de rio sem retificação). Essa comparação mostrou que nos trechos
retificados há uma diminuição marcante na qualidade ambiental, enquanto que nos
trechos naturais ocorre variação nas características do macro-habitat sensíveis à
cobertura nas áreas ripárias em cada bacia. A taxocenose de peixes seguiu o padrão
empobrecido em área retificada vs. íntegra em área natural apenas no rio Macaé,
enquanto no rio São João, mesmo nas áreas retificadas, mostrou ser mais diversa,
abundante e íntegra, e, no rio Imbé, apresentou valores intermediários dos
descritores. Aparentemente esse padrão se apresentou como conseqüência da
presença, no rio São João, de trechos com excelente estado de conservação dentro da
área da Reserva Biológica de Poço das Antas. Conclui-se, com esse resultado, que a
presença de áreas que combinam um canal sinuoso e mata ripária em excelente
estado de conservação, mantêm uma comunidade de peixes íntegra, mesmo nos
trechos mais alterados. No nível de meso-hábitat (200 m) foram comparadas oito
viii
margens (deposição vs. erosão) em quatro trechos (dois naturais e dois retificados) no
rio Macaé. Os trechos naturais apresentaram hábitats heterogêneos, devido à
presença de praias e hábitats profundos em margens opostas, enquanto nos trechos
retificados as duas margens eram completamente homogêneas. Esta perda de
heterogeneidade de hábitat se refletiu na taxocenose, que se mostrou diversa e
abundante nos trechos naturais e empobrecida nos trechos retificados. No nível de
micro-hábitat foram comparados 80 transectos longitudinais (20 m), nas oito margens
avaliadas no rio Macaé. Nesse nível verificou-se que a interação de áreas retificadas
com áreas desmatadas resultou em micro-hábitats e taxocenoses criticamente
empobrecidos.
Palavras-chave: bacias hidrográficas tropicais, canalização de rios,
desmatamento ciliar, impactos antrópicos, macro-hábitat, meso-hábitat, micro-
hábitat.
ABSTRACT
River straightening effect in fish assemblage: A study in Mata Atlântica
coastal rivers, Rio de Janeiro State, Brazil
In passed decades, river´s channelization was a widely spread practice throughout the
world, currently it´s recognized as unnecessary and unefficient for the purposes it was
originally meant. Channelization alters the channel´s geomorphologic dynamics and
the fluvial system´s ecological processes therefore habitat, aquatic and terrestrial
biotic communities associated with the riparian area are affected. In temperate
regions, innumerous studies have been conducted assessing the channelization
impacts over river´s habitat and associated biota. It was driven a scientific literature
review, 160 articles related to channelization effects assessment were found, from the
1950´s decade until the current decade, the highest productivity occurred in the
1970´s. The reviewed topics were: Impacts on riparian vegetation, fish and
macroinvertebrates communities. For the tropical region, there were not found any
research studies assessing streams or rivers channelization impacts. The aim of this
dissertation is to determine if straightening (type of channelization) in tropical rivers
ix
from coastal areas, and therefore modification of physical characteristics of the river
and adjacent areas produce significative change in the structure and composition of
freshwater fish assemblages, this change was assessed in 3 spatial scales (macro, meso
and micro-habitat). In the macrohabitat scale, natural and straightened reaches (2000
m) were compared in three different basins: Macaé, São João and Imbé (the latter
using a river with no straightening as reference), the comparison showed a marked
decrease of macro environmental quality for straightened reaches, while natural
reaches showed a variation in macro habitat characteristics that responded to land use
in riparian zones. Fish assemblages didn´t vary following that pattern (deprived
assemblage in straightened reaches vs. integral assemblage in natural reaches),
instead, it resulted more diverse, abundant and integral in São João river, even in the
straightened reaches. In the Macaé River, assemblages impoverish was evident for
straightened reaches, the Imbé river showed assemblages with intermediate values in
descriptors. Apparently, the pattern of the São João River responds to river reaches
with an excellent conservation status in the biological reserve area of Poço das Antas.
This results indicate that for basins with areas that combine a sinuous channel and
riparian vegetation with excellent conservation status, an integral fish community is
maintained even in the most altered reaches. In the mesohabitat scale (200 m) eight
margins were compared (deposition vs. erosion) in four reaches (two straightened and
two natural) in Macaé river. Natural reaches showed heterogeneous habitats due to
the presence of sand banks to one margin and deep segments to the other margin,
whereas both margins of straightened rivers were homogeneous. Fish assemblages
responded to the habitat heterogeneity loss since it was diverse and abundant in
natural reaches and impoverished in straightened reaches. For the micro habitat scale,
80 longitudinal transects (20 m) were compared from the eight margins assessed in
Macaé river, showing that the interaction of rectified areas with absence of vegetation
results in microhabitat and assemblages critically deprived.
Key-words: river basins, river channelization, riparian deforestation, antropic
impacts, macrohabitat, mesohabitat, microhabitat
x
RESUMEN
Efecto de la rectificación de ríos sobre los ensambles de peces: estudio en ríos
costeros de Mata Atlântica, en el Estado de Rio de Janeiro, Brasil
La canalización de ríos fue una práctica ampliamente difundida en todo el
mundo en décadas pasadas, pero actualmente es reconocida como innecesaria e
ineficiente para los fines a que se propone. Por alterar a dinámica geomorfológica del
canal y los procesos ecológicos del sistema fluvial, consecuentemente altera el hábitat
y la biota acuática e terrestre asociadas al área marginal. Para ríos en las regiones
templadas existen numerosos estudios evaluando el efecto deletéreo de la
canalización sobre los hábitats, e sobre la biota asociada. En la revisión de literatura
científica fueron encontrados 160 artículos evaluando el efecto de la canalización
entre la década de 1950 e la actual, con un mayor número de trabajos en la década de
1970. Los temas abordados fueron los efectos sobre las comunidades de peces,
macroinvertebrados, vegetación marginal, entre otros. Para la región tropical no fue
encontrado ningún artículo evaluando el efecto de la canalización de ríos o quebradas.
El objetivo de esta disertación fue determinar si la rectificación (tipo específico de
canalización) de ríos costeros tropicales y la consecuente alteración de las
características físicas del rio y sus áreas adyacentes, producen cambios significativos en
la estructura y composición del ensamble de peces, evaluando esos cambios en tres
escalas espaciales (macro, meso e micro-hábitat). A nivel de macro-hábitat, fueron
comparados trechos (2000 m) naturales y rectificados en tres cuencas: Macaé, São
João e Imbé (este último usado como referencia de un rio sin rectificación). Esta
comparación mostro que en los trechos rectificados hay una marcada disminución en
la calidad ambiental, mientras que en los trechos naturales hay variación en las
características del macro-habitat sensibles a la cobertura en las áreas marginales. El
ensamble de peces siguió el patrón empobrecido en área rectificadas vs. Íntegro en
áreas naturales solo en el río Macaé, mientras que en el río São João, incluso en las
áreas rectificadas, mostro ser más diverso, abundante e íntegro, y, en el rio Imbé,
presento valores intermedios en los descriptores. Aparentemente este patrón se
presento como consecuencia de la presencia, en el río São João, de trechos con
excelente estado de conservación dentro de la área da Reserva Biológica Poço das
xi
Antas. Se Concluye, con este resultado, que la presencia de áreas que combinan un
canal sinuoso y bosque de galería en excelente estado de conservación, mantiene una
comunidad de peces íntegra, aún en los trechos mas alterados. A nivel de meso-
hábitat (200 m) fueron comparadas ocho márgenes (deposición vs. Erosión) en cuatro
trechos (dos naturales e dos rectificados) en el rio Macaé. Los trechos naturales
presentaron hábitats heterogéneos, debido a la presencia de playas y hábitats
profundos en márgenes opuestas, mientras que en los trechos rectificados las dos
márgenes eran completamente homogéneas. Esta pérdida de heterogeneidad de
hábitat se reflejo en el ensamble de peces, que fue diverso y abundante en los trechos
naturales y empobrecidos en los trechos rectificados. A nivel de micro-hábitat fueron
comparados 80 transectos longitudinales (20 m), en las ocho márgenes evaluadas en el
rio Macaé. En este nivel se evidencio que la interacción de áreas rectificadas con áreas
deforestadas provoco micro-hábitats e ensambles críticamente empobrecidos.
Palabras clave: cuencas hidrográficas tropicales, canalización de ríos,
deforestación marginal, impactos antrópicos, macro-hábitat, meso-hábitat, micro-
hábitat.
xii
SUMÁRIO
INTRODUÇÃO GERAL.......................................................................................................1
ESTRUTURA DO TRABALHO.............................................................................................3
AREA DE ESTUDO GERAL.................................................................................................4
CAPÍTULO 1
REVISÃO: A CANALIZAÇÃO DE RIOS E CÓRREGOS E SEUS EFEITOS SOBRE
A BIOTA AQUÁTICA
Definição do termo canalização.......................................................................................9
Dinâmica geomorfológica natural de um rio na planície de inundação.........................10
Efeito da canalização sobre processos geomorfológicos, ecológicos e na biota
aquática..........................................................................................................................11
Revisão de publicações científicas avaliando o efeito da canalização sobre processos
ecológicos no rio e na biota aquática.............................................................................13
Tendências no passado e no presente: canalização vs. restauração..............................17
Há informação para restaurar rios tropicais?.................................................................18
CAPÍTULO 2
EFEITO DA RETIFICAÇÃO DOS RIOS MACAÉ E SÃO JOÃO SOBRE A TAXOCENOSE DE
PEIXES, EM ESCALA DE MACRO-HÁBITAT
Introdução......................................................................................................................20
Objetivos específicos e hipóteses científicas..................................................................21
Materiais e Métodos
Escala abordada..............................................................................................................22
Rios e trechos estudados................................................................................................22
Época do trabalho de campo..........................................................................................25
Caracterização ambiental dos transectos.......................................................................25
Coleta de espécimes.......................................................................................................26
xiii
Trabalho de laboratório..................................................................................................26
Análise de dados.............................................................................................................27
Resultados......................................................................................................................28
Discussão........................................................................................................................39
CAPÍTULO 3
EFEITO DA RETIFICAÇÃO DE UM RIO COSTEIRO TROPICAL SOBRE MESO E MICRO-
HÁBITATS DAS MARGENS E SUA TAXOCENOSE DE PEIXES
Introdução..................................................................................................................... 44
Objetivos específicos e hipóteses científicas..................................................................45
Materiais e Métodos
Escalas Abordadas..........................................................................................................46
Trechos estudados..........................................................................................................46
Época do trabalho de campo..........................................................................................49
Descrição das características ambientais ......................................................................49
Captura de Espécimes....................................................................................................49
Trabalho de Laboratório.................................................................................................49
Análise de dados.............................................................................................................50
Resultados......................................................................................................................51
Discussão........................................................................................................................65
DISCUSSÃO GERAL.........................................................................................................68
CONCLUSÕES GERAIS ....................................................................................................71
LITERATURA CITADA......................................................................................................72
APÊNDICES
APÊNDICE 1. Literatura científica sobre canalização compilada na revisão...................79
APÊNDICE 2. Protocolo de Campo – Rios retificados.....................................................88
APÊNDICE 3. Protocolo de Campo – micro-hábitat rio Macaé.......................................91
1
INTRODUÇÃO GERAL
A canalização de rios e córregos tem sido uma prática amplamente usada em
todo o mundo, como conseqüência do povoamento, uso e urbanização das planícies
de inundação. Atualmente, o uso dessa medida é evitado pois, em muitos casos, as
conseqüências podem ser desastrosas a longo prazo e os objetivos que se buscam com
a sua implementação não são alcançados. De fato, a restauração de meandros e da
área ribeirinha do rio, tendência contrária à canalização, tem sido altamente difundida
em anos recentes. No Brasil, a canalização foi prática muito comum a partir da década
de 1930. As bacias costeiras do Estado do Rio de Janeiro foram alvo de uma série de
obras hidráulicas, a partir de 1974, no marco do Programa Especial para o Norte
Fluminense, do Ministério do Interior, em que realizaram-se obras de retificação e
drenagem de vários rios (SEMADS, 2001a).
A canalização de rios altera a dinâmica geomorfológica do canal, a qualidade da
água, os regimes naturais do fluxo, e processos ecológicos. Eliminando os meandros do
canal, cria-se um hábitat homogêneo, diminuindo a diversidade de micro e meso
hábitats e consequentemente toda a biota aquática associada a eles.
Os padrões naturais de escoamento dos rios fluminenses têm sofrido intensas
alterações antrópicas, iniciadas nos século XVIII e XIX, e que se acentuaram no século
XX. A partir de 1930 esses rios foram alvo das obras realizadas pela Comissão de
Saneamento da Baixada Fluminense e posteriormente pelo extinto Departamento
Nacional de Obras e Saneamento (DNOS) no marco do Programa Especial para o Norte
Fluminense, do Ministério do Interior. Em cinco décadas foram abertas centenas de
canais, além de comportas, barragens, dragagem, retificação, alargamento e outras
estruturas hidráulicas. Com a extinção do DNOS em 1989, as obras foram
abandonadas. O impacto das mudanças acarretadas por essas obras é grande, antigo e
difícil de avaliar (SEMADS, 2001a).
O objetivo deste trabalho é determinar se a retificação (um tipo específico de
canalização) de rios costeiros fluminenses e a conseqüente alteração das
características físicas do rio e das áreas adjacentes, produzem mudanças significativas
na estrutura e composição das taxocenoses de peixes. As mudanças foram avaliadas
2
em três escalas espaciais (macro, meso e micro-hábitat), definidas e adaptadas a partir
das escalas de hierarquia fluvial que descrevem LABBE & FAUSCH, 2000 e FAUSCH
2002.
Os rios selecionados para o estudo foram o Macaé e São João, que sofreram
processos de retificação do canal na parte inferior de seu curso. Como referência de
rio não retificado foi avaliado o rio Imbé. O resultado esperado, em todas as escalas,
seria que as áreas retificadas apresentassem comunidades empobrecidas, com
menores valores de riqueza, diversidade, diversidade de grupos funcionais, biomassa e
tamanhos individuais, como já tem sido amplamente demonstrado para rios e riachos
de regiões temperadas. Igualmente, se esperaria que as diferenças encontradas nas
três escalas seriam indicadoras de processos de alteração que agem em diferentes
níveis da estrutura da taxocenose de peixes.
3
ESTRUTURA DO TRABALHO
A dissertação consta de três capítulos: no primeiro é apresentada uma revisão
da literatura científica sobre os efeitos da canalização (retificação é um tipo de
canalização) de rios sobre os diferentes componentes do sistema ribeirinho, com
especial ênfase na biota aquática. No segundo capítulo, usando uma abordagem no
nível de macro-hábitat (ou espacial), são apresentados os resultados e conclusões
obtidas da comparação do ambiente e das taxocenoses de peixes em trechos naturais
e retificados de três rios costeiros do Estado do Rio de Janeiro. No terceiro capítulo,
são apresentados os resultados obtidos na comparação entre as taxocenoses de peixes
nas áreas naturais e canalizadas do rio Macaé, no nível de meso e micro-hábitat
marginais. Finalmente, são apresentadas a discussão e as conclusões gerais.
4
ÁREA DE ESTUDO GERAL
Os rios costeiros do Estado do Rio de Janeiro têm suas nascentes na Serra do
Mar (28°S a 19°S; 50,5°W a 39,5°W). Esses rios fazem parte da região hidrográfica do
Atlântico Sudeste, que compreende a área de drenagem dos rios que deságuam no
Atlântico, entre o norte de Espírito Santo, e o norte do estado de Paraná. Apesar de ser
a terceira menor região hidrográfica do país, com uma área total de 215.000 km
2
,
apresenta a maior densidade demográfica, com 118.000 habitantes/km
2
(MMA et al.,
2007).
Essa região foi originalmente coberta por Mata Atlântica, um dos biomas mais
ricos em biodiversidade do planeta, cuja composição original é um diverso mosaico de
vegetações, incluindo florestas ombrófilas, florestas estacionais, campos de altitude,
mangues e restingas. A Mata Atlântica abrangia, originalmente, uma área de 1.300.000
km² e estendia-se ao longo de 17 estados. Atualmente, cerca de 90% de sua formação
original já foi devastada. Este bioma é considerado Reserva da Biosfera pela UNESCO, e
Patrimônio Nacional pela Constituição Federal de 1988 (S.O.S. MATA ATLÂNTICA,
2010). É também considerado um hotspot mundial de biodiversidade, segundo MYERS
et al., (2000).
Em 2006 o Estado do Rio de Janeiro foi dividido em dez regiões hidrográficas:
(1) Baía da Ilha grande, (2) Guandu, (3) Médio Paraíba do Sul, (4) Piabanha, (5) Baía da
Guanabara, (6) Lagos do São João, (7) Rio Dois Rios, (8) Macaé e Das Ostras, (9) Baixo
Paraíba do Sul e (10) Itabapoana (INEA, 2010). Neste trabalho foram estudados trechos
de baixada, retificados e naturais no rio Imbé, localizado na região 9; no Macaé,
localizado na região 8, e no São João, na região 6 (Figura 1).
5
Figura 1. Estado do Rio de Janeiro Rios, com os rios Imbé, Macaé e São João e os trechos estudados
neste trabalho
Bacia do rio Macaé (22º 21’ e 22º 28’S; 42º 27’ e 42º 35’O): Apresenta uma
área de drenagem de 1.765 km
2
, sendo limitada ao norte, em parte, pelas bacias do
rio Bengala (afluente do Paraíba do Sul) e do rio Macabu (afluente da Lagoa Feia); ao
sul, pela bacia do rio São João; a oeste, pela bacia do rio Macacu e, a leste, pelo
Oceano Atlântico. As nascentes do rio localizam-se na Serra de Macaé, próximo ao pico
do Tinguá (1.560 m de altitude), em Nova Friburgo. Seu curso se desenvolve por cerca
de 136 km no sentido oeste-leste, apresentando declividade acentuada nas pequenas
extensões de seus formadores, atravessando um longo trecho de baixada e,
finalmente, desaguando no oceano junto à cidade de Macaé (SEMADS, 2001a). É um
rio de tamanho médio, tendo trechos de 1
a
, 2
a
, 3
a
e 4
a
ordem acima de 1000 m de
altitude, 5ª e 6ª ordem na área de baixada (BAPTISTA et al., 2001) e 7ª ordem na foz
(Jorge Nessimian, comunicação pessoal).
O clima na região é caracterizado pela presença de duas estações bem
marcadas: um período quente e chuvoso, de novembro a abril, e um período seco e
frio de maio a outubro. O regime fluvial acompanha o regime de chuvas local, onde as
6
médias anuais de precipitação da região podem ultrapassar 2000 mm, e o rio
apresenta uma vazão média de 30 m
3
/s.
O rio e a vegetação ribeirinha mantêm-se relativamente intactos acima de 1000
m de altitude, onde se encontra a área de reserva de Macaé de Cima. Nessa região, é
comum a presença de truticulturas, porem trutas também são encontradas em
ambientes naturais (LAZAROTTO & CARAMASCHI, 2009). É na área de baixada que o rio
sofre os maiores, mais diversos e mais drásticos impactos. Praticamente a totalidade
da vegetação ribeirinha foi eliminada por grandes áreas de agricultura, pastagens para
gado e extração de areia. A retificação de um trecho de aproximadamente 26 km
desabilitou os meandros da calha natural e drenou áreas alagadiças da planície
aluvionar. Grandes quantidades de água extraída para abastecimento de Barra de São
João, Rio das Ostras e Macaé determinam um déficit hídrico no trecho de jusante,
enquanto a presença de duas termoelétricas que utilizam água no processo de geração
de energia, devolvem água ao rio numa temperatura superior àquela com que foi
captada (PRIMO & VOLKER, 2003). Finalmente, na foz, o rio se encontra severamente
impactado pela cidade de Macaé, que aumentou sua população nos últimos 10 anos
em 28,6% (Prefeitura de Macaé, 2010), como conseqüência do desenvolvimento da
extração petroleira na plataforma continental (SEMADS, 2001a; BAPTISTA et al., 2001;
ALMEIDA, 2006; MOULTON et al., 2007).
Bacia do rio São João (22° 20’e 22°50’S; 42°00’ e 42°40’O): Cobre uma área de
drenagem de 2.160 km², faz limite a oeste com a bacia da Baía da Guanabara, ao norte
e nordeste com as bacias dos rios Macaé e das Ostras e ao sul com as bacias do Rio
Una e das lagoas de Araruama, Jacarepiá e Saquarema. Tem suas nascentes a 800 m de
altitude na Serra do Sambê, no município de Cachoeira de Macacu, percorre 120 km,
sendo 55 km das nascentes até a represa de Juturnaíba, e 65 km desta até a foz na
cidade de Barra de São João. A distribuição das chuvas na Bacia do Rio São João exibe
fortes variações, de cerca de 1.000 mm/ano até cerca de 2.500 mm/ano, com o rio
tendo uma vazão média anual de 14,4 m
3
/s (PRIMO & VOLKER, 2003).
Uma das peculiaridades da bacia era a existência da Lagoa de Juturnaíba,
formada pelas águas do rio Capivari e Bacaxá, que eram barradas pelos aluviões do Rio
São João, no qual desaguavam. A lagoa tinha uma área de 6 km², atingindo 8 km² no
período chuvoso, e uma profundidade média de 4 m. Em 1980 foi construída a represa
7
de Juturnaíba, que deu origem ao reservatório que, em 1982, cobriu a antiga lagoa. A
área alagada passou para 30,6 km
2
(SEMADS, 2001a).
Além dessa obra, a bacia foi alvo de outras obras hidráulicas executadas pelo
DNOS, a montante e jusante da represa, incluindo retificação de vários trechos, valas
de drenagem nas áreas marginais e grandes canais, que secaram as planícies
inundáveis. Ocorre também extração de areia a montante da represa, lavrando em
grande parte o leito e as margens dos cursos d’água. Os efeitos danosos mais
evidentes da conjugação das obras do DNOS com a retirada de areia, é o afundamento
de leitos, a vazão reduzida e barrancas muito elevadas. Os sedimentos finos
decorrentes da extração estão assoreando rapidamente a represa. Nesse cenário, está
ocorrendo o desaparecimento do ecossistema típico de baixada, adaptado ao quase
permanente alagamento (SEMADS, 2001a; PRIMO & VOLKER, 2003).
Hoje não há grandes extensões contínuas de florestas, mas fragmentos de
variados tamanhos, isolados ou semi-isolados, cercados por pastagens e alguns
cultivos. Toda parte sul da bacia foi intensamente devastada e substituída por capim.
Entre as atividades agropecuárias desenvolvidas na bacia, observam-se a criação de
gado, piscicultura, avicultura, suinocultura e criação de cavalos. A principal lavoura é
de citricultura, seguida de cana de açúcar, mandioca, banana, coco, feijão, inhame,
mamão, maracujá e milho, além de gramíneas e forrageiras plantadas. Manchas de
mata são observadas em alguns espaços da bacia que foram transformados em áreas
protegidas pelo governo federal como as reservas biológicas de Poço das Antas e
União (PRIMO & VOLKER, 2003).
Bacia do Rio Imbé (22°08' S, 42°05'O; 21°47' S, 41°32' O): A bacia hidrográfica
do Rio Imbé e Lagoa de Cima ocupam uma área de 1.270 km
2
. O Rio Imbé nasce na
serra do mesmo nome, desenvolvendo-se em um percurso total de 70 km. Corre
encachoeirado até a confluência com o ribeirão Santo Antônio, passando, depois, a
fluir na área de baixada, por uns 58 km, até a Lagoa de Cima. Esta lagoa possui uma
área de 14,95 km², com largura máxima de 4 km e comprimento máximo de 7,5 km. A
sua profundidade é estimada em 3 m, resultando num volume de 44 x 10
6
m³, com
tempo de retenção hidráulica de 40 dias (SEMADS, 2001a). Parte de sua extensão está
dentro do Parque Estadual do Desengano, importante remanescente de Mata
Atlântica do Estado do Rio de Janeiro (MICROBACIAS RJ, 2010). Na bacia ocorre
8
fragmentação da mata ciliar, mas ainda persistem remanescentes florestais
importantes em algumas áreas (SOUZA et al., 2010), apesar do uso da terra para
pecuária e agricultura.
9
CAPÍTULO 1
CANALIZAÇÃO DE RIOS E CÓRREGOS: EFEITOS SOBRE A DINÂMICA
FLUVIAL E A BIOTA AQUÁTICA
DEFINIÇÃO DO TERMO CANALIZAÇÃO
A canalização é o conjunto de obras de engenharia tradicionalmente usadas
para controlar enchentes; drenar áreas alagadas para utilizar o terreno marginal em
agricultura ou para evitar proliferação de insetos transmissores de doenças; adequar o
canal para a navegação, deixando-o mais profundo e amplo; controlar a erosão das
margens provocada pela dinâmica natural de erosão-deposição que ocorre em
margens opostas do rio; reduzir o tempo de retenção da água no canal; otimizar o
transporte de sedimentos; reduzir os efeitos das ondas de cheia a jusante e diminuir a
evapotranspiração (BROOKES & GREGORY, 1983; WESCHE, 1985).
Canalização é um termo amplo que inclui uma grande variedade de práticas de
engenharia que alteram de alguma forma a configuração naturalmente sinuosa do
canal. Em décadas passadas houve controvérsia quanto à aplicação do termo, por ter
sido usado com significados diferentes dependendo do setor da sociedade que
abordava o assunto (BROOKES, 1985). Para os engenheiros, o termo se refere a
qualquer trabalho que modifique o canal do rio, enquanto que para o público em geral
se refere à construção de um canal artificial trapezoidal, largo e retificado (WYLLIE et
al., 1985), o que evidentemente tem gerado confusão quando é abordado o assunto
da relevância da canalização de rios. Apenas na língua inglesa existem os termos
channelization / channelisation e canalization / canalisation (inglês norte-
americano/inglês britânico) para se referir ao primeiro ou ao segundo significado,
respectivamente. Esta falta de consistência nos termos tem se estendido para outras
línguas, pois muitas vezes a literatura científica é elaborada em inglês ou a partir de
publicações nesse idioma. Na atualidade, a literatura científica parece ter uniformizado
o emprego do termo canalização para se referir à prática geral de alteração do canal
que inclui diversas técnicas de construção. Entretanto, o uso coloquial do termo está
10
associado à imagem de um canal completamente artificial, retificado e com margens
recobertas por material impermeável.
As práticas usadas para retificar canais são diversas. Em seguida são listadas as
mais comuns e que provocam maior alteração na biota aquática, segundo a
compilação de BROOKES (1985) e WESCHE (1985):
- Retificação: Remoção de meandros dos rios. Inclui a construção de um novo canal
cujo alinhamento coincide com o do canal natural;
- Alargamento e aprofundamento: Aumento das dimensões do canal;
- Limpeza do canal: Remoção das obstruções do canal e das margens incluindo
vegetação e material acumulado;
- Construção de diques e margens artificiais: Recobrimento da margem usando
materiais impermeáveis ou semi-impermeáveis como concreto, rochas grandes ou
madeira.
DINÂMICA GEOMORFOLÓGICA NATURAL DE UM RIO NA PLANÍCIE DE INUNDAÇÃO
A energia cinética d’água, quando o rio percorre a planície de inundação, é
dissipada no processo dinâmico de deposição e erosão de sedimentos no leito e nas
margens. A característica sinuosa de um rio pode fazer com que seu comprimento seja
entre 10 e 100 vezes maior do que seria se o percurso fosse retilíneo. Assim, o
movimento do rio procura o equilíbrio dinâmico, aumentando a extensão, erodindo,
depositando sedimentos e diminuindo, consequentemente, a sua declividade
longitudinal. Não existem cursos d’água naturais retilíneos (PETTS & AMOROS, 1996).
O mecanismo de formação do meandro compreende a capacidade de erodir,
transportar e depositar material do meio fluvial, especialmente em curvas, onde o
gradiente de velocidade, aliado à conformação física e geológica do leito, causa
correntes secundárias com movimento rotacional contra as margens, originando
processos erosivos e de deposição (o material é erodido da parte côncava, externa,
transportado para jusante e depositado na parte convexa, interna). O processo de
retificação ocorre naturalmente quando o rio buscando o equilíbrio, sofre o
estrangulamento de um meandro, o que aumenta a declividade longitudinal. Esse
processo é responsável pela mobilidade do rio na planície de inundação numa escala
de tempo ampla (ALAN, 1995).
11
EFEITOS DA CANALIZAÇÃO SOBRE PROCESSOS GEOMORFOLÓGICOS, ECOLÓGICOS E
NAS BIOTAS AQUÁTICA E RIPÁRIA
Mundialmente, a canalização e a construção de barragens são, provavelmente,
as maiores alterações causadas sobre rios e córregos, sendo que a primeira se
concentra na parte baixa dos rios, e a segunda em áreas com gradientes de altitude
elevados nas partes alta e média (HORZAK et al., 2009).
Ao ser realizada uma obra de canalização, são alteradas características do
trecho como: morfologia e hidráulica do canal, processos de deposição e erosão de
sedimentos, qualidade da água, hábitat para a biota aquática e ribeirinha, abundância
e diversidade desta, estética da paisagem e oportunidades de uso e recreação
associadas ao rio (DUVEL et al., 1976; BARNARD & MELHORN, 1982; BROOKES, 1985a;
WESCHE, 1985; BROOKES, 1987).
Como conseqüências da canalização ocorrem mudanças drásticas, muito
evidentes para os moradores ribeirinhos e para a opinião pública, tais como:
diminuição do lençol freático, com conseqüências graves para a agricultura; transporte
de grandes volumes de material sólido que podem ocasionar consideráveis
dificuldades a jusante; aumento das velocidades das ondas de enchentes, podendo,
em conseqüência, fazer coincidir descargas críticas do curso principal com as de seus
afluentes, provocando situações calamitosas (BROOKES, 1985a).
Para a integridade do meio aquático, um dos maiores impactos da canalização é
a homogeneização do hábitat do rio. Um canal sinuoso que naturalmente alternaria
hábitats de remansos e corredeiras nas áreas de deposição e erosão é convertido num
canal reto, com diversidade estrutural reduzida e um único hábitat contínuo
(caracterizado por profundidades, velocidades e substrato homogêneos). Nos trechos
canalizados são eliminados vários tipos de ambientes, tais como praias, que
constituem hábitats de baixa correnteza, e remansos profundos que desaparecem ao
serem eliminadas as áreas de deposição e erosão. Também desaparecem os micro-
hábitats criados pela acumulação de folhiço e galhos, pois a totalidade da mata ciliar é
removida, assim como os criados pela variedade de substratos grandes (rochas) pois a
rugosidade do canal é removida (SCHOOF, 1980; BROOKER, 1985; WILCOCK & ESSERY,
1991; FRANKLIN et al., 2001).
12
Para oferecer a variedade de hábitats necessária ao desenvolvimento das
comunidades aquáticas (habitação, passagem, alimentação, desova, incubação etc.), o
rio deve manter uma vazão mínima e uma apropriada combinação de profundidades,
velocidades e tipos de substrato (POFF & ALLAN, 1995; POFF 1997; TEJERINA-GARRO &
MERONA, 2001; LIAO, 2007).
Ao ser realizada uma obra de canalização, as dimensões da seção transversal do
rio aumentam (profundidade e largura), conjuntamente ocorre um incremento na
velocidade, proporcional ao incremento no gradiente e no raio hidráulico, e
inversamente proporcional à rugosidade. A capacidade do canal modificado é
incrementada para suportar grandes vazões na época de enchentes, mas como o fluxo
continua sendo o mesmo, durante períodos de seca, a profundidade e a velocidade da
água ficam muito menores. Quando as profundidades e as velocidades são reduzidas
abaixo dos níveis de vazão mínimos (principalmente na época de seca), a perda de
hábitat nesse cenário torna-se óbvia (WESCHE, 1985).
No cenário atual de mudanças climáticas, os efeitos da retificação podem ser
maximizados e resultar em catástrofes maiores devido ao fato do desenho do canal ter
sido elaborado com base nos dados de vazões históricas máximas disponíveis para a
bacia. Se essas vazões mudaram radicalmente, a capacidade de escoamento do canal
ficaria insuficiente em época de chuvas, e o fluxo diminuiria até pontos radicalmente
baixos na época de seca; ambas as situações acentuariam os efeitos deletérios das
canalizações realizadas em décadas passadas.
Estudos em regiões temperadas têm mostrado que a canalização gera
alterações na dinâmica do ecossistema e nas comunidades da biota aquática. No
hábitat físico, tem-se demonstrado que, após a canalização, ocorrem mudanças na
composição do leito (TALBOT & LAPOINTE, 2002), surgem diferenças na dinâmica de
sedimentação na planície de inundação (WYZGA, 2001; LANDWEHR & RHOADS, 2003;
OSWALD & KING, 2005; PIERCE & KING, 2007) e ocorrem mudanças drásticas na
geomorfologia do canal (PISUK, 2002). Esta mudança nas características físicas altera
consequentemente a estrutura, composição e funcionalidade das matas ciliares
(FRANKLIN et al., 2001; NAKAMURA et al., 2002; BOMBINO et al., 2007; FRANKLIN et
al., 2009).
13
A perda de diversidade de hábitats dentro do canal, como conseqüência da
canalização, diminui a abundância e a riqueza de macroinvertebrados (QUINN et al.,
1992; BIS et al., 2000; NEGISHI et al., 2002; HORZAK et al., 2009) e peixes (RABORN &
SCHRAMM, 2003; PILCHER et al., 2004; LAU et al., 2006; NAKANO & NAKAMURA,
2006), como também sua densidade e biomassa (PUNCHARD et al., 2000). Ao mesmo
tempo, tem se registrado mudanças no êxito reprodutivo em comunidades de peixes,
evidenciadas através de alterações na diversidade de larvas (JURAJDA et al. 2001;
MENEKS et al., 2003), como também diminuição considerável da produtividade
pesqueira (HUCKSTORF et al., 2008).
Tem se demonstrado também um efeito da canalização no aumento e
proliferação de espécies introduzidas de peixes (CORBACHO & SÁNCHEZ, 2001), e de
vegetação exótica na mata ciliar (AGUIAR et al., 2001). A respeito da fauna terrestre
que habita a mata ciliar, tem se observado que, em áreas retificadas, aumenta a
depredação de juvenis de anfíbios e répteis por parte de peixes (JORDAN &
ARRINGTON, 2001) e variação nos cantos de aves e na diversidade de pequenos
mamíferos (POSSARDT & DODGE, 1978; BROOKER, 1985).
Nas regiões tropicais, o efeito negativo da canalização sobre a integridade
ecológica dos cursos de água e sobre as comunidades aquáticas é amplamente
reconhecido, mas pobremente documentado.
REVISÃO DE PUBLICAÇÕES CIENTÍFICAS AVALIANDO O EFEITO DA CANALIZAÇÃO
SOBRE PROCESSOS ECOLÓGICOS NO RIO E NA BIOTA AQUÁTICA
Foram compilados 160 artigos que abordaram o efeito da canalização de rios e
córregos sobre a dinâmica ecológica do rio ou sobre as comunidades aquáticas (Anexo
1). Em 81% das publicações aparecem no titulo ou nas palavras-chaves as seguintes
palavras: Channelization / Channelisation, Channelized / Channelised, Canalized /
Canalised, Channel Straightening, Meandering Channels. Os restantes 19%
apresentaram algum tipo de combinação entre a palavra Channel e as palavras
alteration, river, regulation, alteration works, entre outras. Não foi encontrada
nenhuma publicação científica usando como critério de busca as palavras em
português (canalização e retificação) ou em espanhol (canalización e rectificación).
Publicações nesses idiomas só fazem referência aos efeitos negativos que podem ser
14
decorrentes da canalização, mas não são trabalhos originais testando o efeito
específico desta alteração (ex. SEMADS, 2001b). Consequentemente, todos os
trabalhos compilados foram realizados em regiões temperadas, sendo que na região
tropical não há publicações avaliando o efeito da retificação sobre a dinâmica e a biota
dos seus rios.
A maioria das publicações avaliando o efeito da canalização foi realizada na
América do Norte e na Europa, algumas na Oceania e poucas na Ásia. O país que
produziu o maior número de trabalhos sobre esse assunto foram os Estados Unidos
(Figura 1).
Figura 1. Número de publicações sobre canalização de rios em cada continente.
Das publicações compiladas, 72% foram artigos publicados em periódicos
científicos, 7% relatórios técnicos, 5,7% memórias de eventos científicos, 5,1%
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Ásia
Oceania
Europa
América do Norte
Número de Publicações
Japão
Nova Zelândia
Austrália
Alemanha
Dinamarca
Espanha
Itália
Liechtenstein
Noruega
Polônia
Portugal
Suíça
Eslováquia
Irlanda
França
República Checa
Reino Unido
Canadá
Estados Unidos
15
publicações especiais institucionais, 4,5% capítulos de livro, 3,8% dissertações ou
teses, e 1,9% livros. A primeira publicação localizada avaliando o efeito da canalização
sobre a biota e os processos ecológicos do rio, é de 1959, no Estado de Montana, nos
Estados Unidos. Na década dos anos 1970 ocorreu a maior produção científica
relacionada com alterações ambientais devidas à canalização de rios. Nas décadas
subseqüentes manteve-se uma produção constante (Figura 2). Até a década de 1970, o
objetivo principal dos trabalhos era avaliar os efeitos decorrentes da retificação. Nas
décadas de 1980 e 1990 veio fazer parte do escopo dos trabalhos a avaliação dos
efeitos da restauração, pois foram empreendidos muitos projetos que reconstruíram
as características ambientais eliminadas pela retificação. Desse período foram obtidas
14 publicação sobre o assunto.
Figura 2. Número de publicações científicas para cada década a partir da década de 1950.
Desses trabalhos, 73,6% são originais, 22% são revisões, e 7% são ensaios. Os
trabalhos originais testaram o efeito da canalização sobre diversos componentes do
sistema ribeirinho, sendo que os peixes, tanto no nível de comunidades quanto de
populações, representaram o maior número de publicações (Figura 3). Esse valor
elevado responde à grande preocupação que motivou a pesquisa nas décadas
passadas na América do Norte sobre os peixes de interesse comercial ou esportivo,
principalmente populações de salmão.
0
10
20
30
40
50
60
1951-1961
1961-1970
1971-1980
1981-1990
1991-2000
2001-2010
Número de Publicações
Décadas
16
Figura 3. Componentes da biota aquática ou processos que foram usados para testar o efeito da
canalização
Os periódicos científicos em que foram publicados os trabalhos pesquisados
pertencem às áreas das ciências ambientais e ecologia. Na Figura 4 são apresentados
os que publicaram mais de um trabalho. Outros periódicos como Ecology,
Hydrobiologia, Journal of Freshwater Ecology, Aquatic Conservation, Ecohydrology,
Ecology of Freshwater Fishes, Ecology and Society, Freshwater Biology, Journal of
Environmental Geology, Restoration Ecology, Science e The Science of Total
Environment publicaram ao menos um trabalho relacionado com a avaliação do efeito
da retificação de rios e córregos.
Figura 4. Periódicos científicos que apresentaram o maior número de publicações sobre efeito da
retificação
0 10 20 30 40 50
Diversidade de hábitat
Vertebrados terrestres
Comunidade aquática
Vegetação aquática
Funcionamento do ecossistema
Hidrologia
Pesca
Vegetação ripária
Descarga de sedimentos
Macroinvertebrados
Geomorfologia do canal
Alterações ambientais
Peixes
Número de publicações
0 10 20
Australian J. of Marine and Freshwater Research
Biological Conservation
Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences
Earth Surface Process and Landforms
J. of Environmental Management
North American J. of Fisheries Management
New Zealand J. of Marine and Freshwater Research
Ohio Journal of Science
The Canadian Geographer
Water Resources Research
Environmental Geology
Transactions of the American Fisheries Society
Environmental Management
Wetlands
River Research and Applications
JAWRA
Regulated Rivers: Research and Management
Número de Publicações
17
TENDÊNCIAS NO PASSADO E NO PRESENTE: CANALIZAÇÃO VS. RESTAURAÇÃO
A canalização de rios tem sido uma técnica amplamente usada no mundo todo,
decorrente do uso e povoamento das planícies de inundação (HOCKING, 1985). No
século XIX e XX foram retificados milhares de quilômetros de rios nos Estados Unidos e
Europa (BROOKES, 1985). Na região tropical, o auge do uso da retificação aconteceu na
primeira metade do século XX, incentivada e promovida até pela Organização Mundial
da Saúde (OMS) como estratégia de saúde pública, na luta por eliminar doenças
tropicais transmitidas por insetos comuns em áreas alagadas (MUSETTI, 2006). No
Brasil, o Departamento Nacional de Obras e Saneamento (DNOS) empreendeu obras
de canalização no país todo, com maior concentração na região Sul e Sudeste, desde
os anos 30 e 40 (SEMADS, 2001b).
Inicialmente só foram levadas em consideração, para avaliar o efeito das
alterações decorrentes da canalização, características como morfologia e hidráulica do
canal e processo de deposição e erosão de sedimentos (WILLIE et al., 1985). Esses
seriam os fatores que poderiam estar relacionados com enchentes indesejadas nas
áreas urbanizadas e outras catástrofes. Atualmente, a canalização é reconhecida como
uma medida desnecessária, custosa e ineficiente para resolver muitos dos problemas
pelos quais foi implementada (MUSETTI, 2006).
No início da década de 1980, quando foi evidente a mudança na paisagem dos
rios e o declínio dos níveis populacionais de várias espécies de interesse comercial (ex.
salmão na América do Norte), começou a implementação de estruturas de mitigação
para tentar melhorar o hábitat empobrecido dos rios canalizados (NUNNALLY, 1978;
WESCHE, 1985).
A partir dos anos 1990, com a preocupação pelos hábitats perdidos e os
desastres sofridos, a visão mudou radicalmente e se iniciou um período de busca da
condição original dos rios através de tentativas de restauração. Nesse contexto, os
países considerados desenvolvidos (Europa e América do Norte), tendo sido, no
passado, adeptos da canalização de rios e córregos, reconheceram o grave erro
cometido quando canalizaram a maioria dos seus rios, e se encontram atualmente
num processo de restauração de muitos deles (MUSETTI, 2006).
Para restaurar o ecossistema original de rios canalizados procura-se recuperar a
diversidade de hábitat perdida usando diversas técnicas, como reconstrução da
18
sinuosidade do canal e seus fluxos naturais, reconstrução da seqüência de remansos e
corredeiras e colocação de peças de madeira, metal ou concreto dentro do canal para
servirem de substrato e refúgio (WEBB & ERSKINE, 2003; RABORN & SCHRAMM, 2003;
BROOKS et al., 2004; NAKANO & NAKAMURA, 2006; LESTER & BOULTON, 2008).
Segundo NILSSON et al. (2007), a partir de 1995, o número de publicações
científicas avaliando os efeitos da restauração de rios tem aumentado
consideravelmente. Especificamente avaliando o efeito da restauração dos meandros
do canal em rios canalizados, a literatura é também abundante sobre diferentes
aspectos do hábitat físico (BROOKES, 1987; TOTH et al. 1995; BRECHTOL & LAURIAN,
2005; KONDOLF, 2006; DUNCAN et al., 2009; LESTER & WRIGTH, 2009), e os efeitos
dessas mudanças sobre a biota aquática, especificamente na comunidade de
macroinvertebrados (NAKANO & NAKAMURA, 2006) e peixes (ZIKA & PETER, 2002; LE
PICHON et al., 2009; SMILEY et al., 2009).
Canalizar um rio pode ser uma obra fácil e barata, desde o ponto de vista da
engenharia civil, mas restaurar o mesmo rio para alcançar condições similares às
naturais é um processo complicado, custoso e lento (HELFMAN, 2007).
HÁ INFORMAÇÃO PARA RESTAURAR RIOS TROPICAIS?
Na presente revisão não foi encontrado nenhum trabalho que avalie o efeito da
canalização sobre a biota aquática ou sobre processos ecossistêmicos relacionados a
isso. No Brasil, existem iniciativas de revitalização de rios, como, por exemplo, o
Vargem Pequena em Campos dos Goytacazes (SEMADS, 2001b) e em vários rios no
Estado de São Paulo. No entanto, dentro do universo de busca utilizado nada que
envolva a reconstrução de meandros em rios retificados foi feito no Brasil.
Essas iniciativas, técnicas e metodologias de restauração ou revitalização em
rios tropicais surgiram baseadas no pressuposto de que os resultados obtidos em rios
temperados são similares e que, consequentemente, os processos de deterioração e
alteração sofridos por esses rios, ocorreram da mesma forma nos rios tropicais.
Provavelmente, o tipo de alteração seja similar, mais é preciso gerar informação sobre
os processos de alteração tropical. BOULTON et al. (2009) recomendam cautela na
aplicação de técnicas desenvolvidas a partir de conhecimento gerado em rios de
regiões temperadas. Segundo esses autores, as diferenças entre rios tropicais e
19
temperados não estão apropriadamente definidas, e falta analisar com maior
detalhamento quais são as reais diferenças nos processos ecológicos (estrutura de
teias tróficas, produtividade, processamento de matéria orgânica e dinâmica de
nutrientes) indo além da diferença evidente na riqueza e diversidade.
É fundamental debater os prós e contras das modificações de canal, definir os
impactos específicos nos trechos afetados, como também os possíveis efeitos a
montante e a jusante. Evidentemente há uma carência absoluta de informação sobre
processos de alteração devidos a canalização, que, sem dúvida, é importante para
tomar decisões específicas sobre iniciativas de restauração. No entanto, não se deve
menosprezar o impacto dramático da canalização, e se deve definir estratégias e ações
práticas que forneçam as informações básicas para iniciar projetos de restauração.
Por outro lado o custo de iniciativas de restauração dificulta a possibilidade de
que processos de este tipo possam ser desenvolvidos na America Latina. Segundo
HELFMAN (2007) a restauração de um rio pode tomar décadas e o custo pode ser no
mínimo dez vezes maior do que o custo inicial da canalização.
20
CAPÍTULO 2
EFEITO DA RETIFICAÇÃO DOS RIOS MACAÉ E SÃO JOÃO SOBRE A
TAXOCENOSE DE PEIXES, NUMA ESCALA DE MACRO-HÁBITAT
INTRODUÇÃO
Nos anos recentes, os rios têm sido cada vez mais investigados, do ponto de
vista da paisagem, como ecossistemas que são fortemente influenciados pelo
ambiente em múltiplas escalas (SCHLOSSER, 1991; ALLAN et al. 1997, WARD 1998;
FAUSCH et al. 2002, ROBINSON et al., 2002; TOWNSEND et al., 2003).
Contudo, a maioria dos trabalhos existentes em ecologia de rios foram
realizada em pequena escala espacial (como, por exemplo, num mesmo córrego em
trechos de até centenas de metros e seu entorno imediato), enquanto menos atenção
tem sido dada à importância de grandes unidades espaciais (ALLAN, 2004).
Para peixes de rios e riachos, orientações baseadas na ecologia da paisagem
têm sido propostas para uma gestão e conservação mais eficaz (RABENI & SOWA,
2002), embora existam poucas aplicações práticas (LE PICHON, 2009).
Neste capitulo será abordada a escala espacial ou da paisagem, definida por
LABBE & FAUSCH, 2000 e FAUSCH 2002. Esta escala aqui chamada de macro-hábitat
esteve baseada na analise de áreas de ate 1000 km, comparando segmentos de varias
bacias.
A avaliação de impactos no nível de bacias hidrográficas (ou segmentos destas)
é importante, pois permite avaliar o efeito macro ambiental e comparar as diferentes
respostas que dependem das características específicas de cada bacia (FAUSCH et al.,
2002).
Numa paisagem fluvial, as atividades antrópicas modificam processos
geomorfológicos, alterando a estrutura e a função natural do sistema do rio e essa
crescente transformação, consequentemente, tem provocado impacto na estrutura e
distribuição da fauna aquática (ALLAN, 2004).
No nível da bacia, a retificação elimina a inundação sazonal da planície,
suprimindo a conectividade que esta tem com o rio. Esse processo, portanto, diminui a
21
diversidade de hábitats presentes na escala da bacia, pois homogeneíza a estrutura
longitudinal e transversal do canal, altera a dinâmica geomorfológica e hidrológica a
montante e a jusante da retificação (BROOKES, 1987; HELFMAN, 2007; HORZAK et al.,
2009). Além disso, é um processo geralmente acompanhado de desmatamento ciliar, o
que agrava o conjunto das alterações.
O objetivo deste capítulo é avaliar o efeito da retificação do canal sobre o
ambiente físico e sobre a taxocenose de peixes associada, no nível macroambiental em
duas bacias: a do rio Macaé e a do rio São João. Ambas são comparadas, por sua vez,
com o rio Imbé, usado como referência por pertencer a uma bacia que não sofreu
retificação.
OBJETIVOS ESPECÍFICOS
- Determinar se existem diferenças nas características ambientais do canal e da
área ripária, entre segmentos naturais e retificados de três rios costeiros de Mata
Atlântica: Macaé, São João e Imbé.
- Comparar descritores da comunidade (diversidade, equitabilidade, riqueza e
abundância das espécies e de guildas tróficas, uso de hábitat, hábito) e das populações
(tamanho e peso dos indivíduos), entre segmentos naturais e retificados e entre os rios
Macaé, São João e Imbé.
- Avaliar se a presença de segmentos retificados influencia as características
macro ambientais na totalidade do rio, comparando estas características nos três rios
estudados.
- Avaliar se a presença de segmentos retificados influencia os descritores das
comunidades de peixes na totalidade do rio, comparando as taxocenoses nos três rios
estudados.
HIPÓTESES CIENTÍFICAS
- Há diferenças nas características ambientais entre os segmentos naturais e
retificados na planície de um rio costeiro, sendo que apenas os segmentos naturais
apresentam condições heterogêneas no canal e nas áreas ripárias.
22
- Os valores dos descritores da comunidade (diversidade, equitabilidade,
riqueza e abundância das espécies e de guildas tróficas, uso de hábitat, hábito) da
taxocenose de peixes dos rios costeiros são menores em segmentos retificados, do que
em segmentos naturais devido ao efeito homogeneizador da canalização.
- A presença de segmentos retificados em um rio costeiro, tem efeitos nas
características macro ambientais em toda a planície de inundação.
MATERIAIS E MÉTODOS
Escala abordada: A escala de macro-hábitat, abordada neste capitulo, foi
definida e adaptada, segundo LABBE & FAUSCH, 2000 e FAUSCH 2002, que descrevem
cinco escala de hierarquia fluvial: (1) bacia ou escala de paisagem (10
5
– 10
6
m),
segmentos do canal (10
3
– 10
5
m), trechos do canal (10
1
– 10
3
m), unidades do canal
(10
1
m), micro-hábitat (10
0
- 10
-1
m). O macro- hábitat então foi definido como uma
abordagem espacial ou de paisagem, onde a analise é feita em áreas grandes de ate
1000 km, onde são comparando segmentos de 2 km nos rios estudados.
Rios e Segmentos Estudados: Foram selecionados os rios Macaé e São João por
terem sido alterados por obras de retificação do canal nas porções média e inferior, e
serem rios geograficamente similares, originando-se na Serra do Mar e percorrendo a
mesma planície costeira (MOULTON et al., 2007). O segmento estudado no rio Macaé
localiza-se na porção inferior da bacia, a cerca de 15 quilômetros da desembocadura
no Oceano Atlântico. O segmento estudado no rio São João localiza-se na porção
média do rio, acima da antiga Lagoa de Juturnaíba, hoje uma represa. O rio Imbé, que
desemboca numa lagoa natural (Lagoa de Cima), foi estudado em sua porção médio-
inferior e foi selecionado como uma referência de rio costeiro de Mata Atlântica, por
não ser retificado o rio Imbé, que pertence a uma bacia que não sofreu retificação e
pode servir de referência, por pertencer ao mesmo bioma e possuir semelhança na
configuração fluvial e composição da ictiofauna (SOUZA et al., 2010) (Figura 1).
23
Figura 1. Segmentos naturais (1 e 2 no Macaé; 3 e 4 no São João) e retificados (3 e 4 no Macaé; e 1 e 2
no São João). Tomado de Google earth em 2010.
No total, foram determinados quatro segmentos de estudo no rio Macaé, dois
naturais, e dois retificados, a jusante dos primeiros, enquanto que no rio São João esta
disposição foi oposta, pois os dois segmentos retificados se localizam a montante dos
24
dois naturais. Cada segmento foi denominado com as letras iniciais do rio: Macaé
(MA), São João (SJ) e Imbé (IM); e um número (1, 2, 3 ou 4) segundo a localização
longitudinal no sentido montante-jusante, sendo que o número 1 é mais próximo à
nascente e o 4, à foz. No total foram avaliados 10 segmentos em três rios (Figura 2).
Figura 2. Desenho amostral incluindo 3 rios e 10 segmentos, os quais contêm, dentro de cada um, 10
transectos transversais.
Cada segmento teve um comprimento de 2000 m, segundo o recomendado por
FLOTEMERSH et al. (2006) para rios de porte médio. Com o intuito de caracterizar
apropriadamente a ampla variação de um segmento dessas dimensões, foram
determinados 10 transectos transversais, com uma distância entre eles de 200 m
(comprimento medido no campo usando uma corda de 50 m acompanhando a
margem) e nomeados com números de 1 a 10 também em sentido montante-jusante.
Ao longo de cada transecto foram localizados 5 pontos eqüidistantes nomeados com
letras em caixa baixa (a, b, c, d, e) no sentido direita - esquerda, sendo que os pontos
final e inicial, ficaram separados 10 cm da margem (Figura 3).
25
Figura 3. Representação esquemática de cada segmento, seus transectos transversais (1 -10), e pontos
em cada transecto (a,b,c,d,e).
Época do trabalho de campo: As jornadas de campo foram realizadas no
período de seca da região costeira do Estado de Rio de Janeiro, compreendida entre
maio e setembro. No rio Imbé o trabalho de campo foi realizado em julho de 2008, no
rio Macaé em agosto de 2008, e no São João em junho de 2009. Em cada rio, o período
de campo teve uma duração entre oito e dez dias.
Caracterização ambiental dos transectos: As coordenadas de cada transecto
foram registradas usando um GPS (Garmin eTrex) e cada um deles foi fotografado
(câmera digital Cannon G7). Foram medidas ao longo do transecto (em cada um dos
cinco pontos) parâmetros quantitativos como profundidade (régua e corda graduada),
velocidade (fluxometro GlobalFlow GF101), temperatura e condutividade d’água
(termosalinometro Multiparameter WQC24); e semi-quantitativos como tipos de
substrato (percentagem de areia, lama, cascalho, pedra) e de vegetação submersa
(percentagem de cobertura de algas, macrófitas, galhos e folhas, raízes, ou sem
vegetação). As medidas semi-quantitativas foram avaliadas estimando a porcentagem
de cada categoria sobre um transecto de 1 m.
A área adjacente a cada transecto foi caracterizada usando o protocolo de
Avaliação Ambiental Visual (AAV) da USEPA (United States Environmental Protection
Agency) para córregos de baixo gradiente (BARBOUR et al. 1999), apropriado também
26
para rios de porte médio FLOTEMERSH et al. (2006). Todas as informações foram
registradas no protocolo de campo adaptado para esse fim (Apêndice 2).
A AAV usa 10 parâmetros ambientais (Tabela I) para avaliar a qualidade dos
segmentos estudados. Cada parâmetro foi avaliado visualmente, sempre pela mesma
pessoa, e foi atribuído um valor entre 0 e 20, segundo a condição do local. Os valores
dos 10 parâmetros foram somados e o valor total permitiu classificar os segmentos nas
categorias ótimo (151-200), bom (101-150), regular (51-100) e ruim (0-50).
Tabela I. Parâmetros usados para avaliar o estado ambiental de cada segmento estudado,
Reproduzido de BARBOUR et al. (1999). Ver formato completo no apêndice 2.
Parâmetro Ambiental
1.
Substrato para animais que vivem no fundo dos rios/ Cobertura disponível
2.
Tipo de substrato no fundo das poças
3.
Variabilidade das poças
4.
Deposição de sedimentos
5.
Status do canal de água corrente
6.
Alterações do canal
7.
Sinuosidade do canal
8.
Estabilidade das margens
9.
Cobertura vegetal na Mata Ciliar
10.
Extensão da Mata Ciliar
Coleta de espécimes: Visando amostrar todas as espécies de peixes presentes,
foram empregados, para a coleta, apetrechos apropriados para cada ambiente do rio:
redes de espera e tarrafas para o ambiente pelágico, arrastos para praias ou bancos de
areia, e peneiras ou arrastinhos para a margem.
O esforço de captura foi determinado para cada apetrecho da seguinte
maneira: duas baterias de 6 redes de espera expostas por 12 horas (malha 15, 20, 30,
35 e 40 entre nós); 10 lances de tarrafas (malha de 12 e 15 mm entre nós), 10
passagens com arrastos (malha de 1cm), duas pessoas peneirando por 1 hora (malha 2
mm). Cada apetrecho foi usado ao longo da totalidade do segmento, selecionando o
local mais apropriado para uma coleta efetiva, sem separar as capturas para cada
transecto.
Trabalho de laboratório: Os peixes coletados foram anestesiados com solução
de mentol quando ainda vivos e fixados em formol a 10%. Posteriormente foram
conservados em álcool a 70% e identificados até o nível de espécie (nos casos em que
27
foi possível) no laboratório de Ecologia de Peixes da UFRJ. Todos foram pesados e
medidos (comprimento padrão). Os dados foram organizados em planilhas de Excel em
modo Q, onde também foi registrada a guilda trófica (detritívoro, herbívoro,
invertívoro, lepidófago, onívoro e piscívoro), origem (nativo ou exótico) e hábito
(dulçaquícola primário, dulçaquícola secundário ou estuarino) através de informações
extraídas da literatura (OYAKAWA et al., 2006; MENEZES et al., 2007; PEREIRA, 2010).
Análises de dados: para avaliar as similaridades entre as características
ambientais de cada rio, foi realizada uma análise de componentes principais (PCA)
comparando as características tomadas nos 10 segmentos estudados. Foram mantidos
para interpretação apenas os eixos significativos, cujos escores foram comparados
entre segmentos usando ANOVAS protegidas. Testes a posteriori de comparação de
medidas de tendência central, foram empregados para identificar os pares de médias
ou medianas que diferiram significativamente entre si. Os resultados foram
apresentados usando letras em caixa baixa, sendo que a indica a diferenças
significativas do segmento IM1 com todas as demais, e do mesmo modo b representa
IM2, c de MA1, d de MA2, e de MA3, f de M4, g de SJ1, h de SJ2, i de SJ3.
Para saber se existem diferenças significativas entre os valores da AAV foi
realizada uma ANOVA unifatorial, comparando os segmentos.
Para avaliar os padrões da estrutura da taxocenose nos rios estudados foi
realizada uma análise de correspondência destendenciada (DCA) usando a matriz de
abundância dos gêneros nos 10 segmentos estudados, foram usados os gêneros, pois a
analise com espécies não foi significativa. Foram mantidos para interpretação apenas
os eixos significativos.
Para complementar o resultado da DCA foi feita uma análise de espécies
indicadoras (IndVal) (Dufrene & Legendre, 1997), com as abundâncias em cada
segmento agrupadas em: segmentos naturais e segmentos retificados. Para avaliar se
há diferenças entre os descritores nos 10 segmentos foi realizada uma prova de
homogeneidade χ
2
para cada um dos descritores da taxocenose.
Todas as análises univariadas e multivariadas foram realizadas usando os
programas PcOrd 5 e Statistica 7. Foram usadas ANOVAS não paramétricas quando os
dados não cumpriram os pressupostos de normalidade nem homogeneidade de
variância, mesmo após logaritmizados (log10+1) e reduzidos à raiz quadrada. Em todos
28
os casos a normalidade dos dados foi testada com o teste de Shapiro-Wilk, e a
homogeneidade de variâncias com o teste de Levene. Para todos os testes foi
assumido um nível de significância de p < 0,05.
RESULTADOS
Cada um dos segmentos estudados apresentou características físicas e
ambientais específicas. Na Tabela II são apresentados os parâmetros ambientais de
cada segmento.
Tabela II. Parâmetros ambientais dos segmentos em cada rio. Os valores correspondem à média dos 10
transectos de cada segmento. Condição do segmento: N = Natural, R = Retificado; Tipo de alteração da
mata ripária: E = Extrema, M = Moderada; N = Nenhuma. Uso local da terra: PP = Pecuária em pequena
escala; PG = Pecuária em grande escala; IN = Industrial; AC = Área de conservação.
Parâmetr
os
Ambienta
is
RIO
IMBÉ
MACAÉ
SÃO JOÃO
Im1
Im2
Ma1
Ma2
Ma3
Ma4
SJ1
SJ2
SJ3
SJ4
Foz em
Lagoa
Mar
Lagoa - represa
Condição
segment
o
N
N
N
N
R
R
R
R
N
N
Velocidad
e (m/seg)
0,96
0,63
0,96
1,30
1,52
1,15
1,70
1,50
0,90
1,21
Profundi
dade
(cm)
57,86
73,86
34,38
44,6
52,91
57,38
59,95
79,62
202,45
122,32
Condutivi
dade (µs)
49,30
44,58
39,46
41,48
44,20
45,15
26,09
25,96
27,1
29,53
Temperat
ura (°C)
22,93
23,43
24,45
23,45
22,71
24,93
20,80
20,30
19,73
20,75
Substrato %:
Areia
78,4
71,6
80,4
83
59,1
43,7
59,2
71,7
35,9
85,8
Lama
21,6
24,4
12,3
15
40
56,3
40,6
28,3
64,1
14,2
Pedra ou
cascalho
0
4
7,3
2
0,9
0
0,2
0
0
0
Cobertura Vegetal do canal %:
Folhiço,
galhos ou
raízes
22,5
21,1
13,4
5,7
0
0
0,8
6,3
53,6
30,9
Capim ou
sem
vegetaçã
o
77,5
78,9
86,6
94,3
100
100
99,2
93,7
46,4
69,1
Tipo de
alteração
da mata
ripária
M
M
M
M
E
E
E
E
N
N
Uso local
do solo
PP
PP
PP
PP
PG
PG, IN
PG
PP
AC
AC
29
Na ordenação foram mantidos os dois primeiros eixos (PCA1 e PCA2), pois
explicaram a maior parte da variação (62,52%). A ordenação separou dois grupos
evidentes no eixo 1, sendo o primeiro caracterizado por temperaturas e
condutividades maiores, e composto pelos rios Imbé e Macaé, e o segundo pelo rio
São João, caracterizado por profundidades maiores. No eixo 2, ficaram separados, na
parte inferior os segmentos naturais do rio São João e os do rio Imbé, nos quais fez
diferença a porcentagem de vegetação submersa, enquanto que na parte superior
ficaram os segmentos alterados do rio São João, junto com todos os do rio Macaé, nos
quais a menor velocidade e a maior porcentagem de areia marcaram a diferença. O rio
São João mostra uma heterogeneidade ambiental ampla, o Imbé intermediária, e o
Macaé se encontra restrito num espaço pequeno, o que evidencia certa
homogeneidade ambiental no nível espacial (Figura 4).
-3 -2 -1 0 1 2 3 4 5
PCA1 (autovalor 37,39% )
-5
-4
-3
-2
-1
0
1
2
3
PCA 2 (autovalor 25,13%)
Imbe 1
Imbe 2
Macae 1
Macae 2
Macae 3
Macae 4
São João 1
São João 2
São Joaõ 3
São João 4
Condutividade
Temperatura
Profundidade
Vel ocidade
% Areia
Veg. Submersa
Figura 4. Análise de Componentes Principais (PCA) agrupando os 10 transectos de cada segmento nos
rios Macaé, São João e Imbé segundo os valores das características ambientais. Triangulo = segmento 1;
circulo = segmento2; quadrado = segmento 3; losango = segmento 4. Cinza claro = Imbé; cinza escuro =
Macaé; Preto = São João. Figura cheias = Natural; Figura vazia = retificado.
30
Existem diferenças significativas entre os valores da PCA1 (Kruskal-Wallis:
H=77,81; p=0,000; g.l=9, N=100), sendo que entre as medianas dos rios Imbé e Macaé
não há diferença, enquanto que a maioria delas difere dos segmentos naturais do São
João. No eixo 2 também há diferenças entre os escores (ANOVA: F=23,72; p=0,000; g.l=
9) sendo que o rio Imbé mostra-se diferente de todos os segmentos do rio Macaé,
menos do M4, que, por sua vez, é similar ao segmento SJ3 (Figura 5).
Im1 Im2 M1 M2 M3 M4 SJ1 SJ2 SJ3 SJ4
-3
-2
-1
0
1
2
3
4
PCA1
Median
25%-75%
Min-Max
a
ab
abc
abcd
abcde
abcdef
abcdeg
abgh
ghi
bghi
Im1 Im2 M1 M2 M3 M4 SJ1 SJ2 SJ3 SJ4
-2,5
-2,0
-1,5
-1,0
-0,5
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
PCA2
Media
0,95 Int. conf.
a
acdef
abfi
b
cde
cdef
cd
c
degh
g
Figura 5. Comparação das medianas dos escores da PCA1, e das medias da PCA2 em cada segmento
através de testes a posteriori. Letras diferentes indicam pares de médias que diferem significativamente
entre si.
31
A AAV mostrou que os segmentos retificados Macaé 3 e 4 (AAV= 50,5; AAV=
33,2) e o São João 1 (AAV= 38,6), ficaram na categoria ambiental RUIM. O segmento
São João 2, também retificado ficou na categoria REGULAR (AA= 64,4) pois apresenta
características como presença esporádica de árvores e margens com níveis
intermédios de erosão. Num nível intermediário de alteração encontram-se os
segmentos naturais do Imbé (IM1= 117,4; IM2= 119,4) e Macaé (MA1= 133,6; MA=
104,7) na categoria BOM, e os melhores valores foram dos segmentos naturais do rio
São João (SJ3=183,2; SJ4= 179,4) na categoria ÓTIMA (Figura 6 e 7).
Figura 6. Valores totais de AAV para cada um dos rios e segmentos estudados. Ruim (0 – 50) = cinza
claro; Regular (51 – 100) = preto; Bom (101 – 150) = cinza escuro; Ótimo (151 – 200) = Branco.
117,4
119,4
133,6
104,7
50,5
33,2
38,6
64,4
183,2
179,4
0
50
100
150
200
32
Os segmentos retificados tiveram valores baixos em todos os parâmetros de
avaliação, sendo que o SJ2 se mostrou um pouco melhor do que os demais retificados.
Os segmentos naturais do Imbé e do Macaé apresentaram valores intermediários em
todos os parâmetros, sendo que o MA1 em alguns casos apresentou valores altos. Os
segmentos naturais do São João apresentaram os valores mais altos (Figura 6 e 7).
Existem diferenças significativas nos valores da AAV entre os segmentos
(ANOVA: F=446,58; p=0,036; g.l=9).
Figura 7. Valores obtidos para cada um dos parâmetros da AAV (1 -10) para cada segmento estudado
nos rios Macaé, São João e Imbé. Triangulo = segmento 1; circulo = segmento2; quadrado = segmento 3;
losango = segmento 4. Cinza claro = Imbé; cinza escuro = Macaé; Preto = São João. Figura cheias =
Natural; Figura vazia = retificado.
Foi coletado, nos 10 segmentos estudados, um total de 5732 indivíduos, 1265
no rio Imbé, 764 no rio Macaé, 3705 no rio São João. Esses exemplares pertencem a 7
ordens, 24 famílias e 71 espécies, das quais 5 são espécies introduzidas. As espécies
coletadas foram agrupadas em seis guildas tróficas. A maioria das espécies é
dulçaquícola primária (Tabela III).
0
50
100
150
200
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
Valor AAV
Parâmetros AAV
Imbe1
Imbe2
Macae1
Macae2
Macae3
Macae4
São joão1
São joão2
São joão3
São joão4
33
Tabela III. Espécies e abundância de exemplares coletados nos rios Imbé (IM), Macaé (MA) e São João
(SJ), mostrando O: Origem (N = nativo, I= Introduzido); GT: Guilda trófica (D= Detritívoro, I= Invertívoro,
H = Herbívoro, L = Lepidófago, O = Onívoro, P= Piscívoro), H: Hábito (DP = Dulçaquícola primário, DS =
Dulçaquícola secundário, E = Estuarino). *espécies migradoras
Ordens,
famílias, subfamílias
gêneros
e espécies
RIO
Imbé
Macaé
São João
Total indivíduos
1
2
1
2
3
4
1
2
3
4
IM
MA
SJ
O
GT
H
Characiformes
Curimatidae
Cyphocharax gilbert*
(Quoy & Gaimard, 1824)
5
4
5
2
37
100
57
9
5
196
N
D
DP
Prochilodontidae
Prochilodus vimboides*
Kner,1859
1
3
4
N
D
DP
Anostomidae
Leporinus conirostris*
Steindachner, 1875
1
1
N
H
DP
Leporinus copelandii*
Steindachner, 1875
1
1
2
N
H
DP
Leporinus thayeri *
Borodin,1929
2
5
7
N
H
DP
Leporinus sp.1*
1
2
3
N
H
DP
Crenuchidae
Characidium cf. alipioi
Travassos, 1955
1
3
2
1
5
N
I
DP
Characidium cf. vidali
Travassos, 1955
3
10
28
1
2
6
3
39
8
N
I
DP
Characidium gr. steindachneri 1
141
100
32
1
241
33
N
I
DP
Characidium gr. steindachneri 2
19
80
119
203
421
N
I
DP
Characidium interruptum
Pellegrin, 1909
20
9
1
20
10
N
I
DP
Characidae
Bryconinae
Brycon insignis*
Steindachner, 1877
1
1
1
1
N
DP
Glandulocaudinae
Mimagoniates microlepis
Steindachner, 1877
2
6
4
8
21
37
8
70
N
DP
Serrasalminae
Metynnis sp.
3
3
I
DP
Incertae Sedis
"Deuterodon" parahybae
(Eigenmann, 1908)
3
3
N
O
DP
"Deuterodon" sp.2
5
5
N
O
DP
Astyanax cf. intermedius
Eigenmann, 1908
21
1
22
N
O
DP
Astyanax giton
Eigenmann, 1908
356
267
60
20
15
3
14
301
3
623
98
318
N
O
DP
Astyanax sp.3
75
1
1
1
78
N
O
DP
Astyanax janeiroensis
Eigenmann, 1908
1
1
2
N
O
DP
Astyanax parahybae
Eigenmann, 1908
16
7
13
27
17
24
23
81
N
O
DP
Astyanax sp. 1
(Melo, 2001)
28
16
8
5
4
3
30
20
17
72
44
20
139
N
O
DP
Astyanax sp. 2
(Melo, 2001)
12
4
140
51
60
12
255
N
O
DP
Astyanax taeniatus
(Jenyns, 1842)
21
35
80
2
1
63
20
16
48
56
83
147
N
O
DP
Bryconamericus ornaticeps
Bizerril & Peres-Neto, 1995
1
1
N
O
DP
34
CONTINUAÇÃO TABELA III.
Ordens,
famílias, subfamílias
gêneros
e espécies
RIO
Total indivíduos
Imbe
Macaé
São João
O GT H
1
2
1
2
3
4
1
2
3
4
IM MA SJ
Hyphessobrycon bifasciatus
Ellis, 1911
1
1
1
1
N
O
DP
Hyphessobrycon eques
(Steindachner, 1882)
3
3
I
O
DP
Hyphessobrycon duragenys
Ellis, 1911
6
14
2
1
6
17
N
O
DP
Hyphessobrycon flammeus
Myers, 1924
1
1
N
O
DP
Hyphessobrycon luetkenii
(Boulenger, 1887)
187
35
35
20
277
N
O
DP
Hyphessobrycon reticulatus
Ellis, 1911
18
22
13
53
N
O
DP
Hyphessobrycon sp.1
9
3
2
13
12
15
N
O
DP
Oligosarchus cf. acutirostris
Menezes, 1987
1
1
N
O
DP
Oligosarcus hepsetus
(Cuvier, 1829)
45
10
4
1
2
17
29
14
55
5
62
N
O
DP
Piabina argentea
Reinhardt, 1867
5
28
33
N
O
DP
Probolodus heterostomus
Eigenmann, 1911
2
1
2
9
3
3
1
2
3
11
9
N
L
DP
Larva Characidae Juvenil
6
1
7
N
O
DP
Familia Erythrinidae
Hoplias malabaricus
(Bloch,1794)
4
6
3
1
2
1
4
3
12
4
10
7
23
N
O
DP
Familia Lebiasinidae
Nannostomus beckfordi
Günther,1872
13
15
59
1
88
I
DP
Siluriformes
Trichomycteridae
Trichomycterinae
Trichomycterus gr. zonatus
(Eigenmann, 1918)
3
6
5
3
11
N
I
DP
Stegophilinae
Homodiaetus banguela
Koch, 2002
20
1
2
21
2
N
L
DP
Callichthyidae
Scleromystax barbatus
(Quoy &Gaimard, 1824)
10
2
10
2
N
I
DP
Scleromystax prionotos
(Nijssen & Isbrücker, 1980)
4
85
92
181
N
D
DP
Loricariidae
Hypoptopomatinae
Hisonotus notatus
Eigenmann & Eigenmann, 1889
40
11
45
43
57
123
51
109
51
88
340
N
D
DP
Othothyris lophophanes
Eigenmann & Eigenmann, 1889
8
3
3
16
305
56
11
380
N
DP
Otocinclus affinis
Steindachner, 1877
1
1
3
5
N
D
DP
Paratocinclus maculicauda
Steindachner, 1877
1
1
8
7
17
2
17
28
23
2
34
68
N
D
DP
Loricariinae
Loricariichthys castaneus
(Castelnau, 1855)
3
1
7
10
4
17
N
D
DP
Rineloricaria sp. 1
Ghazzi (em Prep.)
5
2
2
5
4
N
D
DP
Hypostominae
Hypostomus punctatus
Valenciennes, 1840
6
3
2
1
3
11
4
N
D
DP
35
Ordens,
famílias, subfamílias
gêneros
e espécies
RIO
Total Indivíduos
Imbe
Macaé
São João
1 2
1 2 3 4
1 2 3 4
IM
MA
SJ
O
GT
H
Ancistrinae
Ancistrus multispinis
(Regan, 1912)
9
9
N
D
DP
Pseudopimelodidae
Microglanis nigripinnis
Bizerril & Peres-Neto, 1992
3
2
2
5
2
N
I
DP
Microglanis parahybae
(Steindachner, 1880)
7
1
18
13
10
8
41
N
I
DP
Heptapteridae
Imparfinis minutus
(Lütken, 1874)
1
1
1
1
2
N
DP
Pimelodella lateristriga
(Lichtenstein, 1823)
1
5
19
1
1
105
19
49
100
6
21
273
N
I
DP
Rhamdia quelen
(Quoy & Gaimard, 1824)
3
6
1
1
2
3
1
3
8
6
N
P
DP
Auchenipteridae
Glanidium melanopterum
Miranda Ribeiro, 1962
4
1
4
1
N
I
DP
Parauchenipterus striatulus
(Steindachner, 1876)
1
1
1
1
2
1
1
4
N
I
DP
Clariidae
Clarias gariepinus
(Burchell, 1822)
1
1
I
DP
Gymnotiformes
Gymnotidae
Gymnotus gr. carapo
(Linnaeus, 1766)
1
1
1
1
N
I
DP
Sternopygidae
Eigenmannia virescens
(Valenciennes, 1836)
3
3
2
2
1
4
8
7
N
I
DP
Cyprinodontiformes
Poeciliidae
Phalloceros cf. harpagus
Lucinda, 2008
4
3
12
4
15
1
7
32
N
D
DP
Poecilia vivipara
Bloch & Schneider, 1801
10
16
2
1
10
1
1
2
35
6
26
14
44
N
I
DP
Perciformes
Cichlidae
Aequidens sp.
1
2
1
1
2
1
I
DS
Crenicichla lacustris
(Castelnau, 1855)
5
7
3
3
1
2
2
1
6
5
14
11
N
H
DS
Geophagus brasiliensis
(Quoy & Gaimard, 1824)
8
1
4
6
2
1
2
4
1
2
9
13
9
N
O
DS
Gobiidae
Awaous tajasica
(Lichtenstein, 1822)
4
3
7
7
2
3
21
5
N
D
E
Eleotridae
Eleotris pisonis
(Gmelin, 1789)
1
1
N
I
E
Syngnathiformes
Syngnathidae
Microphis brachyurus lineatus
(Bleeker, 1853)
7
6
2
15
N
I
E
Centropomidae
Centropomus parallelus
Poey,1860
2
1
1
4
N
E
Mugilidae
Mugil liza
Valenciennes, 1836
2
29
31
N
D
E
TOTAL INDIVIDUOS
5732
36
A distribuição dos gêneros nos rios Imbé, Macaé e São João apresenta diferenças que
agrupam os segmentos por bacias, mais do que entre a condição, ou não, de
retificação. O rio Macaé apresenta a maior variação entre as abundâncias de gêneros
entre os pontos do mesmo rio, enquanto que o Imbé e o São João são mais
homogêneos (Figura 8).
Deut
Aequ
Anci
Asty
Awao
Bryc
BryAm
Cent
Char
Clar
Cren
Cyph
Eige
Eleo
Geop
Glan
Gymn
Hiso
Homo
Hopl
Hyph
Hypo
Impa
Lepo
Lori
Mety
Micr
MiB
Mima
Mugi
Nann
Olig
Otoc
Otot
Para
Paro
Phal
Piab
Pime
Poec
Prob
Proc
Rham
Rine
Scle
Tric
-100 -50 0 50 100 150 200 250 300 350
DCA 1 (autovalor = 0,54)
-200
-100
0
100
200
300
400
500
600
DCA2 (autovalor = 0,17)
IM 1
IM2
MA1
MA2
MA3
MA4
SJ1
SJ2
SJ3
SJ4
Figura 8. Análise de Correspondência Destendeciada (DCA) agrupando os segmentos dos rios estudados,
segundo as abundâncias dos gêneros presentes em cada um. Triangulo = segmento 1; circulo =
segmento2; quadrado = segmento 3; losango = segmento 4. cinza claro = Imbé; cinza escuro = Macaé;
Preto = São João. Figura cheias = Natural; Figura vazia = retificado.
A análise de espécies indicadoras IndVal aplicada aos gêneros mostrou que só o
gênero Characidium poderia ser indicador de áreas naturais (Valor de indicação 79,3%;
p=0,024); os demais gêneros não mostraram valores de indicação significativos. Já com
as espécies, a análise mostrou que só Astyanax giton poderia ser indicadora de áreas
naturais (Valor de indicação 95,5%; p= 0,022).
No rio Macaé é evidente a diminuição da riqueza espécies e generos nos
segmentos retificados, enquanto no São João o padrão de distribuição é mais
homogêneo. A riqueza no rio Imbé, em todos os níveis taxonômicos é similar a dos
segmentos naturais do Macaé. A riqueza de espécies, gêneros e famílias é maior no rio
São João, enquanto a de ordens é maior no Macaé (Figura 9).
37
Figura 9. Riqueza de espécies, gêneros, famílias e ordens em cada segmento estudado.
A maior abundância foi encontrada no rio São João (3705), o rio Imbé (1265)
apresentou valores intermediários, e no Macaé (764) se apresentaram as menores. A
diminuição das abundâncias nos segmentos retificados é muito evidente no rio Macaé,
enquanto no São João o padrão não varia de acordo à condição de retificação, o rio
Imbé se mostrou similar aos valores dos segmentos naturais do Macaé (Figura 10).
Figura 10. Abundância de indivíduos em cada segmento dos rios estudados
0
5
10
15
20
25
30
35
1
2
1
2
3
4
1
2
3
4
Imbé
Macaé
São João
Número
Espécies
Gêneros
Famílias
Ordens
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
1
2
1
2
3
4
1
2
3
4
Imbé
Macaé
São João
Abundância
38
Existem diferenças significativas entre as abundâncias em cada segmento estudado
(χ
2
= 2677,046 df = 9 p = 0,000); como também entre as abundâncias de detritívoros
(χ
2
= 1892,391 df = 9 p = 0,000); herbívoros (χ
2
= 17,69767 df = 9 p < ,038851);
invertivoros (χ
2
= 826,9727 df = 9 p = 0,000); lepidófagos (χ
2
= 87,04348 df = 9 p =
0,000); onívoros (χ
2
= 1139,819 df = 9 p = 0,000); piscívoros (χ
2
= 26,66667 df = 9 p =
0,001588); introduzidas (χ
2
= 408,1163 df = 9 p = 0,000); dulçaquícolas primários (χ
2
=
2879,878 df = 9 p = 0,000); estuarinos (χ
2
= 180,5325 df = 9 p = 0,000); migratórias (χ
2
=
439,9520; p = 0,000).
Existem também diferenças significativas entre as riquezas de dulçaquícolas (χ
2
=
24,20165 df = 9 p < ,003995) e riqueza de estuarinos (χ
2
= 20,33333 df = 9 p < ,015965).
E houve diferenças entre a biomassa total (χ
2
= 41444,37 df = 9 p = 0,000) e a biomassa
média (χ
2
= 74,69338 df = 9 p = 0,000) em cada segmento (Figura 9 e 10, Tabela IV).
Tabela IV. Descritores da Taxocenose de espécies em cada rio e segmento estudado.
Imbé
Macaé
São João
1
2
1
2
3
4
1
2
3
4
Abundância
832
509
417
184
101
59
808
891
1393
778
Riqueza de
espécies
30
27
29
26
18
15
31
33
32
32
Riqueza de gêneros
25
23
25
25
18
14
25
28
27
26
Riqueza de famílias
15
13
14
16
12
11
12
17
12
14
Riqueza de ordens
4
5
5
6
7
7
5
5
4
5
Equabilidade
0,57
0,53
0,82
0,79
0,86
0,70
0,72
0,73
0,71
0,75
Diversidade H
1,99
1,76
2,84
2,68
2,56
1,9
2,50
2,57
2,54
2,75
Diversidade D´
0,73
0,68
0,91
0,89
0,90
0,72
0,87
0,88
0,88
0,91
Riqueza de:
Guildas de tróficas
6
6
6
6
7
7
6
5
6
6
Detritívoro
4
4
8
6
4
5
7
8
7
9
Herbívoro
2
2
2
2
1
1
1
2
2
1
Invertívoro
11
9
9
8
6
3
10
11
8
12
Lepidófago
2
2
1
1
0
0
1
2
1
1
Onívoro
11
10
10
10
6
5
12
10
15
15
Piscívoro
1
1
1
2
2
1
1
0
1
1
Espécies
introduzidas
5
1
1
2
1
1
2
2
2
3
Dulçaquícolas
primárias
28
25
26
21
12
9
28
29
31
34
Dulçaquícolas
secundárias
2
2
2
3
2
2
2
2
2
3
39
Estuarinas
0
0
1
3
5
4
0
1
0
1
Migratórias
3
3
2
2
0
1
1
2
3
1
Abundância de:
Detritívoros
49
17
88
63
32
43
96
214
569
353
Herbívoro
3
10
8
5
3
1
2
3
2
6
Invertívoro
181
134
96
48
22
4
175
144
286
373
Lepidófago
22
2
2
9
0
0
3
5
1
2
Onívoro
498
345
219
63
37
9
410
269
506
280
Piscívoro
1
3
6
3
10
1
2
0
3
1
Espécies
introduzidas
18
16
2
3
0
0
14
17
94
8
Dulçaquícolas
primárias
745
505
404
168
74
17
684
627
1365
1003
Dulçaquícolas
secundárias
9
6
11
11
5
2
4
6
2
9
Estuarinas
0
0
4
12
17
39
0
2
0
3
Migratórias
8
10
6
3
0
3
2
38
102
57
Comprimento
padrão médio
(mm)
41,8
42,9
47,6
51,8
60,2
63,6
37,7
40,5
41,5
46,1
Biomassa total (g)
5976,8
9374,3
4495,5
2429
1968,3
2371
3951,9
6623,5
19643,5
3807,2
Biomassa média (g)
7,00
9,00
10,78
15,43
18,38
40,63
4,79
6,10
12,01
8,51
DISCUSSÃO
A alteração das características ambientais nos segmentos retificados, tanto
dentro do canal como na área ripária, foi claramente demonstrada nos rios estudados.
Nos três rios, as velocidades foram maiores nos segmentos retificados, e a presença de
material vegetal no substrato (folhiço, galhos ou raízes) foi escassa, como
consequência da eliminação da mata ciliar em todos eles. Estas são duas das
características comumente reportadas para rios retificados em regiões temperadas
(SHIELDS & HOOVER, 1991; HUPP, 1992; JURAJDA, 1999; ZIKA & PETER, 2002).
Contudo, ficou claro que as características específicas de cada bacia direcionam
os efeitos da retificação de diferentes maneiras. A bacia do São João é diferente das
bacias do Macaé e do Imbé, pois apresentou uma profundidade maior na totalidade do
segmento estudado devido à pratica arraigada de extração de areia (PRIMO & VOLKER,
2003). Além disso, as áreas naturais do rio São João apresentam condições diferentes
das áreas naturais dos rios Macaé e Imbé, pois ficam numa área de reserva e,
portanto, têm um ótimo estado conservação da mata ciliar, enquanto que as áreas
melhor conservadas no Imbé e no Macaé correspondem a áreas com influência de
40
atividade pecuária e agrícola, com consequente desmatamento ciliar. No Estado do Rio
de Janeiro atividades agropecuárias vêm afetando áreas de baixada que abrigam
importantes remanescentes de hábitats de espécies endêmicas com exigências
ecológicas muito restritas que dependem da integridade das áreas de baixada
(MAZZONI et al., 2009).
O rio Macaé apresenta características típicas de rio retificado descritas para a
região temperada, tais como diminuição de espécies e grupos funcionais (QUINN et al.
1992; VOUGHT et al. 1998). No rio Macaé as temperaturas foram maiores nas áreas
retificadas, enquanto no São João as temperaturas se mostraram homogêneas. No rio
Macaé os segmentos retificados são mais profundos e apresentam maior
condutividade, ao passo que no São João acontece o contrário. Enquanto o substrato
nos segmentos naturais do Macaé domina a areia e nos retificados a lama, no rio São
João não há padrão de substrato relacionado com a retificação e sim com a localização
a montante da área retificada.
A localização longitudinal do segmento retificado tem uma influência
determinante nas características dos segmentos a jusante, que em rios temperados
pode ter efeito até vários quilômetros a jusante (BROOKES, 1985). No rio São João as
áreas naturais estudadas encontram-se a jusante de uma área retificada, o que faz
com que apresentem níveis de sedimentação maiores do que nas áreas naturais dos
rios Macaé e Imbé. As áreas naturais do São João foram avaliadas em categoria ótima
de conservação, embora fiquem a jusante dos segmentos retificados. Essa condição faz
com que apresentem valores maiores de lama no substrato, característica pouco
comum em segmentos meandrados, onde predominam substratos de granulação mais
grosseira (LANDWEHR & RHOADS, 2003; PIERCE & KING, 2007). Essa lama provém da
erosão das margens nas áreas retificadas, que ao chegar à área natural se deposita,
quando a velocidade da água diminui devido ao reaparecimento dos meandros.
O rio Imbé, incluído no estudo como referência de rio não retificado, mostrou
que, apesar de manter meandros, teve uma avaliação ambiental e valores dos
descritores da taxocenose de peixes intermediários, em resposta ao uso da terra
realizado em suas margens.
Era de se esperar que a taxocenose de peixes dos rios estudados seguisse o
mesmo padrão das características ambientais (isto é valores superiores para riqueza e
41
abundancia para os segmentos naturais em relação aos segmentos retificados). Isso,
contudo, não foi o observado, pois o rio São João apresentou uma taxocenose
abundante e diversa em todos os seus segmentos.
A eliminação das áreas adjacentes inundadas e da conectividade entre estas e o
rio, tem uma forte influência sobre as espécies migratórias, pois certamente afeta o
ciclo reprodutivo dessas espécies que é sincronizado com as cheias do rio, pois o
desenvolvimento inicial dos alevinos ocorre nas lagoas marginais que se formam no
período inundado (CAROLSFELD et al. 2003). A abundância de espécies migratórias foi
diferente nos três rios, sendo que os valores dos segmentos naturais do rio São João
são muito maiores do que os demais. A riqueza total em cada rio, é também muito
diferente (Imbé: 5, Macaé: 3, São João: 7 espécies). A existência de áreas alagadas nos
segmentos naturais do São João permite a presença de populações viáveis destas
espécies. No Macaé, é relatado por ribeirinhos idosos a presença da piabanha (Brycon
insignis), mas não há registro sequer em coleções (comunicação pessoal E.P.
CARAMASCHI). No entanto, ela ocorre no São João e no Imbé.
Em rios impactados, o número de espécies generalistas ou introduzidas
aumenta (ROSENBERG et al. 1997; HELFMAN, 2007). Encontraram-se espécies
introduzidas nos rios estudados, mas seu número não mostrou estar relacionado com
as áreas retificadas, sendo mais abundantes no rio São João.
Sugere se que a presença de uma unidade de conservação como a Reserva
Biológica de Poço das Antas, e, de maneira geral, o melhor estado de conservação
reconhecido para a bacia do rio São João (MOULTON et al., 2007) são subsídios para
manter a taxocenose de peixes íntegra, mesmo nas áreas altamente degradadas como
os segmentos retificados.
No rio Macaé não existem unidades de conservação na porção da planície de
inundação do rio, o que provavelmente intensificou o efeito deletério da retificação do
canal, tendo como conseqüência uma comunidade empobrecida nos segmentos
retificados. O que seria esperado nesse segmento do rio, geomorfologicamente
homogêneo, é que não ocorressem diferenças muito marcantes na taxocenose, e se
estas surgissem deveriam ser opostas ao observado, ou seja, deveria aumentar o
número de espécies e a complexidade da estrutura da comunidade ao longo do
gradiente longitudinal. No entanto, CARAMASCHI et al. (2007) já haviam observado
42
que, na área retificada do rio Macaé, o padrão aditivo de riqueza de espécies
observado a montante, se invertia e o número de espécies diminuía no final do
gradiente, como provável efeito da retificação.
No rio Imbé, a condição ambiental é intermediária, e a comunidade de peixes
também apresenta valores apenas médios nos descritores, o que aparenta estar
relacionado com o uso da terra nessa bacia e a falta de áreas protegidas na parte
média e baixa da bacia. Como foi sinalizado por MAZZONI et al. (2009), segmentos de
rios de 4ª e 5ª ordem de grandeza, a jusante das partes protegidas por unidades de
Conservação no Estado, são detentoras de alta concentração de espécies de peixes
endêmicas e ameaçadas de extinção e é fundamental promover iniciativas de
conservação nessas áreas.
De qualquer forma, a variação nas características históricas da composição da
fauna de cada bacia determina diferenças específicas em cada uma, e é por isso que,
por exemplo, a análise de grupos indicadores só mostrou um gênero e uma espécie
como possíveis indicadores de áreas naturais. Também por isso, nos segmentos
retificados do rio Macaé, o número de ordens taxonômicas aumenta, pois aparecem os
grupos estuarinos que não são tão abundantes nos segmentos estudados dos outros
rios, amostrados em porções mais distantes de seus estuários, quando comparados ao
rio Macaé.
O efeito da retificação sobre a taxocenose de peixes na escala espacial em rios
costeiros tropicais é determinantemente influenciado pela condição das áreas ripárias,
pois a presença destas em bom estado de conservação mostrou-se fundamental para
manter o hábitat e as comunidades de peixes. A eliminação da mata ciliar reduz o
sombreamento, aumenta a temperatura, elimina a entrada de material alóctone e
aumenta a erosão das margens (WILLIAMSON et al. 1992; NAKAMURA et al. 2002;
HELFMAN, 2007).
No rio Macaé confluem os efeitos deletérios de fortes impactos (retificação +
eliminação da mata ciliar + uso da terra para agricultura e pecuária em grande escala +
industrial), o que explica o alto grau de empobrecimento da taxocenose encontrada.
No rio Imbé, o principal impacto observado é o efeito do uso da terra para agricultura
e pecuária em pequena e média escala, o que configura uma taxocenose em estado
ainda íntegro. No rio São João confluem os efeitos deletérios da retificação e do uso da
43
terra para agricultura e pecuária em pequena e média escala, mas estes fatores
parecem ser contrabalançados pela presença da área da unidade de conservação, que
integra área meandradas com mata ripária em excelente estado de conservação.
Dessa forma, é possível que a simplificação da taxocenose de peixes num segmento
retificado tenha sido mascarada, quando avaliada numa escala de macro-hábitat, pois
ocorre a influência conjunta de vários fatores, como o do uso da terra no entorno do
rio.
44
CAPÍTULO 3
EFEITO DA RETIFICAÇAO DE UM RIO COSTEIRO TROPICAL SOBRE MESO
E MICRO-HÁBITATS DAS MARGENS E SUA TAXOCENOSE DE PEIXES
INTRODUÇÃO
Os hábitats presentes nas margens de um rio tropical de tamanho médio são de
vital importância para a comunidade de peixes, pois servem de refúgio para muitas
espécies de pequeno porte ou classes de idade iniciais, que não utilizam a calha do rio,
devido às condições de correnteza, substrato ou cobertura impróprias. Espécies de
porte maior também podem ocupar as margens eventualmente para desova,
alimentação ou repouso (MATTHEWS, 1998).
Os peixes usam durante os movimentos diários e nas migrações sazonais
manchas de hábitats diferentes. A relação espacial entre estes hábitats (proximidade
espacial de recursos não substituíveis, isto é, complementaridade), é vital para manter
populações viáveis LE PICHON et al. (2009)
Em rios sinuosos de planícies de inundação, existe uma grande variedade de
meso-hábitats tanto na dimensão longitudinal (poças - corredeiras) quanto na lateral
(meandros, plano de inundação, canais secundários) (ALLAN, 1995). Neste capítulo
abordou-se apenas a dimensão lateral, ou seja, especificamente a ocorrência de
trechos de deposição e erosão na planície, aqui considerado meso-hábitats,
correspondente às duas margens de um meandro.
São hábitats complementares, de um lado áreas de erosão da margem, criando
hábitats caracterizados por alta correnteza e profundidade, e substrato sólido;
enquanto que, do outro, ocorrem áreas de deposição criando hábitats que se
caracterizam pela baixa correnteza e profundidade, e substrato dominado por areia.
Em cada uma dessas margens a heterogeneidade de micro-hábitats depende
da presença de elementos que favoreçam diferentes tipos de velocidades,
profundidades, substratos, cobertura e tipos de mata ciliar (PETTS & AMOROS, 1996;
GUILLER & MALMQVIST, 1998; RINCÓN, 1999; FAUSCH ET AL., 2002; ALLAN, 2004).
A retificação do rio elimina a heterogeneidade do trecho, tanto no nível de
meso quanto de micro hábitats, pois além de eliminar as áreas de deposição e erosão,
45
criando um canal homogêneo altamente instável, onde as duas margens estão sendo
erodidas, a totalidade da mata ciliar é eliminada, o que conduz a uma simplificação dos
substratos e à cobertura originada pela entrada de material alóctone como galhos e
folhas (BROOKES, 1988).
O objetivo deste capítulo é determinar se a retificação do canal, que eliminou
os meandros e os processos de erosão e deposição nas margens no rio Macaé, altera a
estrutura física de meso e micro hábitats das margens, e consequentemente acarreta o
empobrecimento da taxocenose de peixes que nelas habitam.
OBJETIVOS ESPECÍFICOS
1. Caracterizar os hábitats nas duas margens de meandros naturais e retificados
no rio Macaé, tanto no nível de meso-hábitats (erosão-deposição), quanto de
microhábitats (velocidade, profundidade, tipo de substrato, cobertura, tipo de mata
ciliar).
2. Avaliar se as diferenças de mesohábitats (entre margens) e de microhábitats
(dentro de cada margem) criam ambientes potencialmente diferentes para a
taxocenose de peixes.
3. Comparar descritores da estrutura da comunidade (riqueza, abundância,
diversidade, equabilidade, número de guildas tróficas e hábito das espécies) e
descritores da estrutura populacional (tamanho e peso dos indivíduos) entre margens
de deposição e erosão e dentro de cada margem e trecho.
4. Avaliar se as mudanças nas características do meso e microhábitats nas
margens influenciam a estrutura e composição da taxocenose de peixes no rio Macaé.
5. Determinar se existem grupos ou espécies de peixes indicadoras de margens
de erosão e deposição, e de áreas retificadas com margens homogeneizadas.
HIPÓTESES CIENTÍFICAS
1. A heterogeneidade de meso e micro hábitats nas margens de trechos
naturais, num rio tropical costeiro, é significativamente maior do que em trechos
retificados onde as margens foram homogeneizadas.
46
2. Os descritores das taxocenoses de peixes (riqueza de espécies, abundância,
diversidade, equabilidade, diversidade de guildas tróficas e hábito das espécies,
biomassa e tamanho dos indivíduos) apresentam valores significativamente maiores
nas margens de trechos naturais do que nas margens de trechos retificados num rio
costeiro tropical.
3. Uma maior variedade de micro e meso-hábitats nas margens de trechos
naturais permite o estabelecimento de comunidades de peixes mais diversas, em
comparação com as de trechos retificados.
4. Existem grupos de espécies ou grupos funcionais que podem ser indicadores
de margens de erosão e deposição em trechos naturais e de margens homogêneas
num rio costeiro tropical.
MATERIAIS E MÉTODOS
Escalas abordadas: As escalas de meso e micro-hábitat, abordadas neste
capitulo, foram definidas e adaptadas, segundo LABBE & FAUSCH, 2000 e FAUSCH
2002, que descrevem cinco escala de hierarquia fluvial: (1) bacia ou escala de
paisagem (10
5
– 10
6
m), segmentos do canal (10
3
– 10
5
m), trechos do canal (10
1
–
10
3
m), unidades do canal (10
1
m), micro-hábitat (10
0
- 10
-1
m).
O meso-hábitat então foi definido como a escala onde se comparam unidades
do canal (neste caso áreas de deposição e erosão) localizadas em áreas de ate 1000 m,
comprando trechos de 200 m no mesmo rio. O micro-hábitat foi definido como a
escala onde se compara as características de trechos de 20 m.
Trechos Estudados: A partir de mapas e observações em campo no rio Macaé,
foram selecionados quatro trechos do rio na área da planície de inundação: dois
ficaram na área com canal natural (sinuoso), onde tentou-se selecionar meandros
completos; e dois trechos, a jusante dos primeiros, na área com canal retificado (Figura
1).
47
Figura 1. Trechos estudados no rio Macaé, A e B meandrados, e C e D retificados. 1 = Margem direita, 2=
Margem esquerda. D = Deposição, E= Erosão, R-E= Retificação-erosão. Imagens tomadas de Google
Earth em 2010.
Cada trecho teve um comprimento de 200 m (mensurados com uma corda e
registradas as coordenadas iniciais e finais) e foi dividido em 10 transectos
longitudinais, nomeados com um código composto de uma letra em caixa alta, um
número, uma letra em caixa baixa e finalmente um número de três dígitos (X0x000). A
primeira letra em caixa alta corresponde ao trecho do rio no sentido montante-jusante
(A, B, C e D); o número seguinte corresponde a (1) quando margem direita, ou (2)
quando esquerda (condição determinada de costas para a cabeceira); a letra em caixa
baixa corresponde à condição de erosão (e), deposição (d) ou retificação-erosão(r-e).
Finalmente, o número determina a distância longitudinal, em metros, de cada
transecto do ponto inicial (000) até (180), no sentido montante-jusante.
48
Figura 2. Desenho amostral da escala de meso e micro-hábitat. Trechos A, B, C e D com os 10 transectos
longitudinais em cada margem MD= margem direita; ME= margem esquerda.
Cada transecto tinha um comprimento de 20 m, e uma largura de 5 metros,
sendo que a metade ficava dentro da água e a outra metade na área ripária. Foram
avaliadas as duas margens de cada trecho, visando abranger os meso-hábitats
complementares que naturalmente ocorrem nas áreas de deposição e erosão nos
meandros dos rios segundo o recomendado por FLOTEMERSH et al. (2006) (Figura 2).
No total foram estudados 20 transectos longitudinais em cada trecho, totalizando 80
nos quatro trechos estudados (Figura 2 e 3).
Figura 2. Esquema da disposição dos transectos longitudinais em cada margem do trecho estudado
49
Época do trabalho de campo: As jornadas de campo foram realizadas em maio
de 2009, coincidindo com o período de seca da região costeira do Estado de Rio de
Janeiro, compreendida entre maio e setembro.
Descrição das características ambientais: Em cada transecto longitudinal foi
elaborada a medição (quantitativa) e descrição (qualitativa) da margem do canal e do
micro-hábitat ribeirinho usando características recomendadas por KAUFMANN (2000)
e FLOTEMERSH et al. (2006) para caracterização de hábitats em rios de porte médio.
Foram medidas a profundidade (usando régua rígida), a velocidade média (medida em
dois pontos, usando um (fluxometro GlobalFlow GF101), temperatura e condutividade
da água (usando um termosalinometro Multiparameter WQC24). Foram descritos,
sempre pela mesma pessoa, o tipo de substrato (% de areia, lama, cascalho, pedra),
tipo de vegetação submersa (% de cobertura de algas, macrófitas, galhos e folhas,
raízes, sem vegetação), tipo de vegetação na mata ciliar (árvores grandes < que 10 m
de altura, árvores médias < que 10 m de altura, arbustos, capim, sem vegetação),
extensão longitudinal da vegetação ripária - E.L.V.R. - (contínua, semicontínua, árvores
isoladas, grupos ocasionais, sem árvores), quantidade de sombreamento na margem (>
76%, 51-75%, 26-50%, 6 - 25%, < 5%) e transparência da água (clara, media e turba). A
informação foi registrada em protocolo de caracterização de hábitat elaborado para
este fim (Apêndice 2).
Captura dos espécimes: O esforço foi direcionado para espécies que usam a
margem e portanto foram usadas peneiras (redondas, com 30 cm de diâmetro, malha
de 1 mm) e rede pequena de arrasto ( 40 x 20 cm, com malha de 2 mm). Usando estes
apetrechos, foi percorrida, duas vezes, a área total de cada transecto longitudinal. As
amostras de cada transecto foram mantidas separadas e devidamente rotuladas no
campo.
Trabalho de laboratório: Os peixes coletados foram anestesiados usando
solução de mentol e fixados em formol a 10%, conservados em álcool a 70% e
identificados até o nível de espécie (quando possível) no laboratório de Ecologia de
Peixes da UFRJ. Todos os exemplares foram pesados e medidos (comprimento
padrão). Os dados foram organizados em planilhas de Excel em modo Q, onde também
foram categorizados em grupos funcionais por guilda trófica (Detritívoro, Invertívoro,
50
Lepidófago e Onívoro), hábito (dulçaquícola primário, dulçaquícola secundário ou
estuarino) e origem (nativo ou introduzido), baseado em informação da literatura
(Menezes et al., 2007; Oyakawa et al., 2006; Pereira, 2010 em preparação).
Análise de dados: Para as análises foram consideradas como meso-hábitat as as
oito margens estudadas, e, como micro-hábitat, as características dentro de cada
margem, segundo a descrição que destas escalas fazem autores como ALLAN (1995),
GUILLER & MALMQVIST (1998), RINCÓN (1999), FAUSCH et al. (2002), ALLAN (2004).
Para avaliar a similaridade nos parâmetros ambientais do meso e micro-
hábitats conjuntamente foi realizada uma análise de componentes principais (PCA)
usando os dados quantitativos e qualitativos dos 80 transectos caracterizados. Foram
mantidos para interpretação apenas os eixos significativos, cujos escores foram
comparados entre trechos usando uma ANOVA unifatorial não paramétrica Kruskal-
Wallis. Para verificar quais medianas foram responsáveis pela diferença, foi realizado
um teste a posteriori (rotina de comparações múltiplas de valores z).
Com o intuito de avaliar as diferenças micro-ambientais dentro de cada trecho
separadamente, foram realizadas comparações das características quantitativas
usando teste t ou U de Mann-Whitney (dependendo da normalidade e a
homogeneidade de variância dos dados) incluindo os 20 transectos nas duas margens
em cada trecho.
Para avaliar os padrões da estrutura da taxocenose em margens de deposição e
erosão, foi realizada uma análise de correspondência destendenciada (DCA) usando a
matriz de abundância das espécies nas oito margens estudadas. Foram mantidos para
interpretação apenas os eixos significativos, cujos escores foram comparados entre
trechos usando ANOVAs paramétricas ou não paramétricas. Para verificar quais
medias e medianas foram responsáveis pela diferença, foi realizado um teste a
posteriori (rotina de comparações múltiplas de valores z).
Para complementar o resultado da DCA, foi feita uma análise de espécies
indicadoras (IndVal), com 6 grupos: deposição no trecho A (A1d), erosão no trecho A
(A2e), erosão no trecho B (B1e), deposição no trecho (B2d), erosão em área retificada
trecho C (C1r-e + C2r-e) e erosão em área retificada no trecho D (D1r-e + D2r-e).
Para o meso-hábitat as diferenças nos descritores da comunidade entre as
margens (diversidade, equabilidade, abundância e riqueza de: espécies, gêneros,
51
famílias, guildas tróficas, hábito das espécies, e biomassa total e comprimento padrão
médio) foram testadas com ANOVAs paramétricas ou não paramétricas segundo as
características de cada grupo de dados.
Para analisar a composição e estrutura da taxocenose dentro de cada margem
(micro-hábitat), foram comparadas as abundâncias totais, riqueza e biomassa das duas
margens de cada transecto separadamente, usando um teste t ou U de Mann-
Whitney.
Todas as análises univariadas e multivariadas foram realizadas usando os
programas PCOrd 5 e Statisitica 7. Foram usadas ANOVAS não paramétricas quando
os dados não cumpriram os pressupostos de normalidade nem homogeneidade de
variância, mesmo depois de transformados com Log10+1 e raiz quadrada. Em todos os
casos a normalidade foi testada com o teste de Shapiro-Wilk, e a homogeneidade de
variâncias com o teste de Levene. Para todos os testes foi assumido um nível de
significância de p < 0,05. Em todos os casos em que foi realizado um teste a posteriori
para comparar medidas de tendência central entre as margens, os resultados foram
apresentados usando letras em caixa baixa sendo que t indica a ausência de diferenças
significativas da margem A1 com todas as demais, e do mesmo modo u representa A2,
v de B1, w de B2, x de C1, y de C2, z de D1.
RESULTADOS
As características de cada margem foram condizentes com a condição de cada
trecho (natural ou retificado), combinado com a condição de erosão ou deposição que
se apresentou em cada uma. Conjuntamente com esses fatores, o estado de
conservação da margem influenciou as características mensuradas. O trecho A
apresentou as melhores condições de conservação, sendo a margem A2 a que mostra
uma abundante mata ciliar, enquanto a A1 só tem poucos arbustos e árvores. Os
trechos B (sinuoso) e C e D (retificados), apresentaram as duas margens
completamente desmatadas. As características dos microhábitats na margem, dentro
do rio e na área ribeirinha das oito margens estudadas são apresentadas na Tabela I.
52
Tabela I. Parâmetros ambiental de cada trecho (A; B; C; D), margem estudada (Margem direita = 1;
Margem esquerda = 2), e processo físico (d= deposição, e= erosão, r= retificação-erosão). Nas
características quantitativas foi calculado o valor médio dos 10 transectos de cada margem, e nas
qualitativas foi escolhida a categoria predominante (>50%) margem. E.L.R.V = Extensão Longitudinal da
vegetação ripária.
Condição da
Morfologia do
Canal
Natural
Retificado
Trecho
A
B
C
D
Margem
1
2
1
2
1
2
1
2
Processo
d
e
e
d
r-e
r-e
r-e
r-e
Código
A1d
A2e
B1e
B2d
C1r
C2r
D1r
D2r
Profundidade
média
39,2
89,4
70,1
15,9
44,65
34,1
78,3
57,9
Velocidade
média
0,39
0,36
0,38
0,28
0,26
0,28
0,38
0,34
Temperatura
média
22,06
20,49
21,22
23,06
22,41
21,6
22,2
23,56
Condutividade
média
25,54
26,36
26,47
25,88
31,68
28,31
31,02
30,85
Substrato
Areia
Pedra
Lodo
Areia
Lodo
Lodo
Lodo
Lodo
Vegetação
Submersa
Sem Veg./
galhos e folhas
Raízes/
galhos e
folhas
Sem
Veg.
Sem Veg.
Capim
Capim
Capim
Capim
Mata ciliar
Capim/arvores
pequenos
Arvores
grandes
Capim
Capim
Capim
Capim
Capim
Capim
E.L.V.R.
Grupos
ocasionais
Continua
Sem
Veg.
Sem Veg.
Sem
Veg.
Sem Veg.
Sem Veg.
Sem Veg.
%
Sombreamento
6-25%
> 76
< 5
< 5
< 5
< 5
< 5
< 5
Foram mantidos na ordenação os dois primeiros eixos da ordenação (PCA1 e
PCA2), pois explicaram a maior parte da variação nos dados (62,12%). Os trechos
naturais (A e B) mostraram uma ampla variabilidade de micro-hábitats, apresentando
na mesma margem características diversas, o que se torna ainda mais notável quando
são consideradas as duas margens do mesmo trecho. Os trechos retificados (C e D), ao
contrário, mostraram grande similaridade nas características dos micro-hábitats nas
duas margens.
Na PCA (Figura 3), o eixo 1 separa os trechos naturais dos retificados, sendo
que o trecho B, especialmente a margem de erosão, aparece mais próxima e
consequentemente mais similar dos trechos retificados. Maior transparência,
sombreamento e profundidade são características que diferenciam os trechos
naturais, enquanto que as que caracterizam os trechos retificados são maior
condutividade, temperatura e percentual de lama. No eixo 2 é observada uma
separação entre as margens de erosão e de deposição, sendo as características
53
responsáveis pela diferenciação das áreas de erosão a percentagem de areia, a de
cascalho, a de vegetação submersa e a profundidade (Figura 3 e 4).
-6 -4 -2 0 2
PCA1 (Autovalor 34,32%)
-6
-2
2
6
PCA2 (Autovalor 27,80%)
A1d
A2e
B1e
B2d
C1r-e
C2r-e
D1r-e
D2r-e
Temperatura
Condutividade
% Lama
% Veg. Sub.
Sombreamento
Transparencia
% de Cascalho
% de Areia
% Arvores > 10 m altura
Profundidade
Figura 3. Análise de Componentes Principais (ACP) agrupando, segundo as características dos
microhábitats, os 80 transectos das 8 margens. Ícones vacios = margens de deposição, Icones cheios =
margens de erosão, Icones pretos = dereita, Icone cinza = esquerda.
Existem diferenças significativas entre as medianas dos escores da PCA1
(Kruskal-Wallis: H=76,53; p=0,000; g.l=7, N=80) e as medianas das margens A1 e A2
são diferentes de todas as margens de área retificada, enquanto que as medianas de
B1 e B2 têm similaridades com algumas margens das áreas retificadas (C1, C2 e D1). As
medianas dos escores da PCA2 também apresentam diferenças entre si (Kruskal-
Wallis: H=67,29, p=0,0000; g.l= 7, N=80), onde se destacam as diferenças significativas
entre as margens de erosão e de deposição. As diferenças entre os trechos são
mostradas na Figura 4.
54
A1d A2e B1e B2d C1r-e C2r-e D1r-e D2r-e
-6
-5
-4
-3
-2
-1
0
1
2
3
Escores PCA1
Median
25%-75%
Min-Max
t
t.u
t.u.v
t.u.v.w
v.x
v.w.y
v.w.x.y.z
x.y.z
A1d A2e B1e B2d C1r-e C2r-e D1r-e D2r-e
-4
-3
-2
-1
0
1
2
3
4
5
6
Escores PCA2
t
u
t.v
t.v.w
u.v.x
t.v.w.x.y
u.v.x.y.z
u.v.x.y.z
Figura 4. Comparação das medianas dos escores da PCA1 e da PCA2 em cada margem através de um
teste a posteriori. Letras diferentes indicam pares de médias que diferem significativamente entre si.
Dentro do trecho A existem diferenças significativas entre as duas margens nas
profundidades (transformadas em logaritmo) (teste t: p=0,00135; t=-4,82; g.l=18) e
entre as medianas das temperaturas (U Mann-whitnney: z=3,9191; p=0,00011).
Igualmente acontece dentro do trecho B, com as profundidades (transformadas em
logaritmo) (test t: p=0,00001; t=6,07; g.l=18) e entre as medianas das temperaturas (U
Mann-whitnney: z=-3,8040; p= 0,000157). Enquanto no trecho C a temperatura (U
Mann-whitnney: z=3,8909; p=0,000157) e a condutividade (U Mann-whitnney:
z=3,8202; p=0,000157) mostraram diferenças entre as duas margens, no trecho D a
diferença só foi apontada pela temperatura (U Mann-whitnney: z=-4,1187;
p=0,000157). Na figura 5 é apresentada a variação nas variáveis quantitativas dentro
de cada margem para mostrar a variabilidade e complementaridade entre margens
nos trechos naturais que, consequentemente, aumenta a diversidade ao contemplar o
trecho todo. Nos trechos retificados observa-se o contrário, com homogeneidade
dentro de cada margem e dentro do trecho.
55
Figura 5. Profundidade, velocidade d’água, temperatura d’água e condutividade em cada transecto de
cada margem.
Foram capturados, no total, 861 indivíduos nas margens do trecho inferior do
rio Macaé. Esses exemplares pertencem a cinco ordens, 12 famílias, 23 gêneros e 29
espécies. Microcambeva cf. barbata e Homodiaetus cf. banguela são registros novos,
representando duas subfamílias que não estavam listadas para o rio Macaé, podendo,
possivelmente, constituírem espécies novas. As espécies coletadas foram agrupadas
em quatro guildas tróficas. A maioria das espécies é dulçaquícola primária. Nenhuma
espécie é introduzida (Tabela II).
0
40
80
120
160
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
Profundidade (cm)
A1d
A2e
B1e
B2d
0
40
80
120
160
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
C1r-e
C2r-e
D1r-e
D2r-e
0
0,2
0,4
0,6
0,8
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
Velocidade (m/s)
0
0,2
0,4
0,6
0,8
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
20
21
22
23
24
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
Temperatura (°C)
20
20,5
21
21,5
22
22,5
23
23,5
24
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
23
25
27
29
31
33
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
Condutividade
Transectos
23
25
27
29
31
33
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
Transectos
56
Tabela II. Espécies capturada nas margens estudadas do rio Macaé, mostrando abundância por trecho e
guilda trófica (D = Detritívoro, I = Invertívoro, L = Lepidófago, O = Onívoro), hábito ( DP = dulçaquícola
primária, DS = dulçaquícola secundárias, E = estuarina) e código das espécies.
A1d
A2e
B1e
B2d
C1r
C2r
D1r
D2r
Guilda
trófica
Hábito
Código
CHARACIFORMES
Crenuchidae
Characidium interruptum
Pellegrin, 1909
2
5
I
DP
ChaInte
Characidium gr. steindachneri 1
Cope, 1878
19
2
19
27
1
I
DP
ChaSt1
Characidium cf. vidali
Travassos, 1967
24
8
3
3
2
I
DP
ChaVida
Characidae
Incertae Sedis
Astyanax giton Eigenmann, 1908
133
64
17
88
41
23
O-I
DP
AstGito
Astyanax taeniatus (Jenyns, 1842)
74
54
4
9
2
O-I
DP
AstTaen
Astyanax sp.1 Melo, 2001
1
O-I
DP
AstSp1
Astyanax sp.2 Melo, 2001
1
4
O-I
DP
AstSp2
Astyanax "larva"
3
O-I
DP
AstLarv
Hyphessobrycon luetkenii
(Boulenger,1887)
1
11
7
3
3
1
O-I
DP
HypLue
Probolodus heterostomus
Eigenmann, 1911
1
1
1
L
DP
ProbHete
SILURIFORMES
Trichomycteridae
Trichomycterinae
Trichomycterus gr. immaculatus
(Eigenmann & Eigenmann, 1889)
1
I
DP
TrichImm
Stegophilinae
Homodiaetus cf. banguela
Koch, 2002
2
L
DP
HomBang
Sarcoglanidinae
Microcambeva cf. barbata
Costa & Bockmann, 1994
2
I
DP
MicrBar
Loricariidae
Hypoptopomatinae
Hisonotus notatus
Eigenmann & Eigenmann, 1889
35
5
4
2
1
1
D
DP
HisNota
Otothyris lophophanes
Eigenmann & Eigenmann, 1889
2
D
DP
OthLopho
Paratocinclus maculicauda
Steindachner, 1877
1
4
8
2
11
23
1
1
D
DP
ParMacul
Loricariinae
Loricariichthys sp.
1
D
DP
LoricSp
Rineloricaria sp. 1 Ghazzi (em
Prep.)
4
4
D
DP
RineSp1
Hypostominae
Hypostomus punctatus
1
D
DP
HypoPun
Hypostominae sp. 1
1
1
2
1
D
DP
HypSp1
Hypostominae sp. 2
1
D
DP
HypSp2
Pseudopimelodidae
Microglanis parahybae
(Steindachner, 1880)
1
I
DP
MicParah
57
Continuação da tabela II.
Heptapteridae
Pimelodella lateristriga
(Lichtenstein, 1823)
17
1
18
I
DP
PimeLate
CYPRINODONTIFORMES
Poeciliidae
Poecilia vivipara
Bloch & Schneider, 1801
1
14
3
I
DP
PoeVivipa
PERCIFORMES
Cichlidae
Cichlinae
Crenicicla lacustris (Castelnau,
1855)
1
H
DS
CrenLacu
Geophaginae
Geophagus brasiliensis
(Quoy & Gaimard, 1824)
2
1
O
DS
GeoBras
Gobiidae
Awaous tajasica (Lichtenstein,
1822)
1
1
2
D
E
AwaThay
Eleotridae
E
Eleotris pisonis
(Gmelin, 1789)
3
I
E
ElePiso
SYNGNATHIFORMES
Syngnathidae
Microphis brachyurus lineatus
(Bleeker, 1853)
1
2
2
6
I
E
MicBra
Abundância total
318
143
76
185
68
60
7
4
861
Riqueza total
16
15
12
17
11
9
5
4
Na totalidade do trecho estudado ocorreu uma marcada diminuição de riqueza
no nível de gêneros e espécies nos trechos retificados. As ordens tiveram o mesmo
valor em todos os trechos, menos no B onde se capturaram cinco ordens, pois estão
presentes ordens de peixes estuarinos e dulçaquícola primários. O número de famílias
foi igual em todos os trechos menos no D (Figura 6).
No nível de meso-hábitats, analisando as margens separadamente, no caso das
ordens e das famílias observa-se que as margens de trechos intermediários no
gradiente apresentam valores maiores, em reposta à presença de grupos estuarinos e
dulçaquícolas primários coabitando na mesma margem. Observa-se para gêneros e
espécies, como tendência geral, a diminuição nos trechos retificados, sendo que as
margens de deposição apresentam valores um pouco maiores do que as de erosão
(Figura 6).
58
(a)
(b) (c)
(d) (e)
Figura 6. Riqueza dos diferentes níveis taxonômicos em cada trecho do rio Macaé (a); e em cada
margem: riqueza de ordens (b), riqueza de famílias (c), riqueza de gêneros (d) e riqueza de espécies (e).
A taxocenose das margens do rio Macaé apresentou variações na estrutura,
dependendo da predominância dos processos de erosão ou de deposição. Espécies
como Homodiaetus cf. banguela, Crenicichla lacustris, e Astyanax sp.1 só foram
encontradas na margem A2 de erosão. Enquanto que no mesmo trecho, mas na
margem de deposição A1 foi o único lugar onde apareceram espécies como
Characidium interruptum, Trichomycterus immaculatus, Microcambeva cf. barbata,
Hypostomus punctatus e Loricariichtys sp. (Figura 7).
4
8
16
22
5
8
13
17
4
8
12
13
4
5
5
6
0
5
10
15
20
25
Ordens
Famílias
Gêneros
Espécies
A
B
C
D
0
1
2
3
4
5
A1d
A2e
B1e
B2d
C1r
C2r
D1r
D2r
Riqueza Ordens
0
2
4
6
8
A1d
A2e
B1e
B2d
C1r
C2r
D1r
D2r
Riqueza Familias
0
5
10
15
A1d
A2e
B1e
B2d
C1r
C2r
D1r
D2r
Riqueza Gêneros
0
5
10
15
20
A1d
A2e
B1e
B2d
C1r
C2r
D1r
D2r
Riqueza Espécies
59
AstGito
AstLarv
AstSp2
AstSp1
AstTaen
AwaThay
ChaVida
ChaSt1
ChaInte
GeoBras
HisNota
HypLue
HypSp1
HypSp2
MicParah
MicBra
ParMacul
PoeVivipa
ProbHete
-300 -200 -100 0 100 200 300 400 500
DCA1 (autova lor=0,358)
-200
-100
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
DCA2 (autovalor=0,104)
A1d
A2e
B1e
B2d
C1r-e
C2r-e
D1r-e
D2r-e
LoricSp
MicroBar
TrichImm
HipoPunc
CrenLacu
HomoBang
EleoPiso
OthoLopho
PimeLate
RineSp1
Figura 7. Análise de correspondência destendenciada (DCA) agrupando as espécies presentes nas oito
margens.
Existem diferenças significativas entre as medianas dos escores da DCA1 (Kruskal-
Wallis: H=31,12; p=0,001; g.l=7) e das médias da DCA2 (ANOVA: F= 0,524; p=0,00012;
g.l= 7). As diferenças entre os trechos são mostradas na figura 8.
A1d A2e B1e B2r-e C1r-e C2r-e D1r-e D2r-e
-100
0
100
200
300
400
500
600
700
DCA1
Median
25%-75%
Min-Max
t
t.u
t.u.v
t.u.v.w
t.u.v.w.x
t.u.v.w.x.z
u.v.x.y
t.u.v.w.x.y.z
A1d A2e B1e B2d C1r-e C2r-e D1r-e D2r-e
2
4
6
8
10
12
14
16
18
Raiz DCA2
Media
Error 95%
t
t.u
t.u.v
t.u.v.w
t.u.v.w.x.g.z
t.u.v.w.x.y.z
v.x.y
v.w
Figura 8. Comparação das medianas dos escores da DCA1 e das médias da DCA2 em cada margem
através de um teste a posteriori. Letras diferentes indicam pares de médias que diferem
significativamente entre si.
60
Considerando espécies com valores de indicação significativos, a análise de espécies
indicadoras (ISA) mostrou que (Tabela III):
- Hisonotus notatus, Characidium vidali, Astyanax taeniatus, Astyanax giton, e
Pimelodella lateristriga são indicadoras da margem de deposição, com excelente
estado de vegetação marginal, no trecho meandrado (A1d).
- Characidium interruptum é indicadora da margem de erosão com o melhor estado de
conservação da mata ripária no trecho sinuoso (A2e).
- Characidium grupo steindachneri1 e Poecilia vivipara são indicadoras da margem de
deposição, sem vegetação, no trecho sinuoso (B2d).
- Paratocinclus maculicauda é indicadora do trecho retificado C onde as duas margens
são de erosão (C1 e C2).
Tabela III. Espécies indicadoras para cada grupo, obtidas pela análise ISA, com o valor de indicação de
cada uma e a probabilidade associada.
Espécie
Grupo
Valor de
indicação
p *
Hisotus notatus
A1
59,6
0,001
Characidium vidali
A1
51,2
0,001
Astyanax taeniatus
A1
46,9
0,001
Astyanax giton
A1
35,8
0,004
Pimelodella lateristriga
A1
33,1
0,007
Astyanax larva
A1
20
0,0651
Rineloricaria sp1
A1
20
0,0541
Trichomycterus immaculatus
A1
10
0,4915
Microcambeva cf barbata
A1
10
0,5195
Loricariichtys sp
A1
10
0,5035
Hypostomus punctatus
A1
10
0,5035
Characidium interrupmtum
A2
28,6
0,003
Astyanax sp1
A2
10
0,4885
Homodiaetus cf banguela
A2
10
0,5215
Crenicichla lacustris
A2
10
0,5005
Probolodus heterostomus
A2
3,3
10
Hypostomus luetkeni
B1
14,7
0,1572
Characidium gr. steindachneri1
B2
28
0,019
Poecilia vivipara
B2
25,5
0,025
Hypostomus sp2
B2
10
0,5285
Astyanax sp2
B2
8
0,6186
Geophagus brasiliensis
B2
8
0,4194
Hypostomus sp1
B2
4,4
0,7688
Awaous tajasica
B2
4
0,6026
Parotocinclus maculicauda
C
28,3
0,013
Eleotris pisonis
C
15
0,1151
Microphis brachiurus lineatus
C
11,4
0,2022
Microglanis parahybae
C
5
10
Otothyris lophophanes
C
5
10
61
De maneira geral os descritores da taxocenose mostraram uma diminuição de seus
valores nos trechos retificados, mas em alguns casos é evidente a semelhança entre
áreas de deposição ou erosão independentemente do trecho (Tabela IV).
Há diferenças significativas entre as medianas da abundância (H=29,59;
p=0,0001); riqueza de espécies (H=29,58; p=0,0001); riqueza de gêneros (H=24,32;
p=0,0010); riqueza de famílias (H=22,51; p=0,0021); da diversidade (H=28,45;
p=0,0002); da equabilidade (H=15,71; p=0,0279); riqueza de guildas tróficas (H=23,26;
p=0,0015); abundância de detritivoros (H=14,72; p=0,0397); riqueza e abundância de
invertívoros (H=26,93; p=0,0003), (H=33,12; p=0,0000); riqueza e abundância de
onívoros (H=30,55; p=0,0001), (H=30,59; p=0,0001); riqueza de dulçaquícolas primários
(H=32,63; p=0,0000); entre as médias de abundância dos dulçaquícolas primários
(F=8,98; P=0,0000); riqueza e abundância de estuarinos (H=21,12; p=0,0036),
(H=19,67; p=0,0063). Biomassa (H=35,59 p =0,0000; g.l=7, N=64); comprimento padrão
médio (H=16,65237; p=0,0198). Todos os testes anteriores tiveram 7 graus de
liberdade e N=64 transectos.
Tabela IV. Valor total, e mediana ou média (entre parênteses) dos descritores da taxocenose para cada
uma das margens. Letras diferentes indicam pares de médias que diferem significativamente entre si.
A1d
A2e
B1e
B2d
C1re
C2re
D1re
D2re
Abundância
318
(34,5)
t
143
(12)
tu
76 (6)
tuv
185
(12)
tuvw
68 (8)
tuvwx
60 (5)
uvwxy
7 (1)
uvwxyz
4 (1)
tuvwxyz
Riqueza de espécies
15 (6)
t
14 (3)
tu
11 (3)
tuv
16 (4)
tuvw
10 (3)
tuvwx
8 (1,5)
uvwxy
4 (1)
uvwxyz
3 (1)
tuvwxyz
Riqueza de gêneros
11 (4)
t
10 (2,5)
tu
9 (2)
tuv
12 (3)
tuvw
10 (3)
tuvwx
7 (1,5)
tuvwxy
3 (1)
uvwxyz
3 (1)
tuvwxyz
Riqueza de famílias
5 (3,5)
6 (2)
5 (2)
7 (2)
7 (3)
4 (1,5)
3 (1)
3 (1)
Equabilidade
0,63
(0,81)
t
0,54
(0,82)
tu
0,84
(0,72)
tuv
0,66
(0,91)
tuvw
0,61
(0,61)
tuvwx
0,69
(0,32)
tuvwxy
0,92 (0)
tvwxyz
0,95 (0)
tuvwxyz
Diversidade H
1,72
(1,43)
t
1,42
(1,05)
tu
2,01
(0,94)
tuv
1,84
(1,14)
tuvw
1,41
(0,86)
tuvwx
1,43
(0,25)
uvwxy
1,27 (0)
uvwxyz
1,04 (0)
tuvwxyz
Riqueza de guildas
tróficas
3 (3)
t
5 (2)
tu
4 (2)
tuv
4 (2)
tuvw
3 (3)
tuvwx
3 (1)
tuvwxy
2 (1)
uvwxyz
2 (1)
tuvwxyz
Riqueza de:
Detritívoros
5 (1)
3 (0,5)
3 (0)
6 (0)
3 (1)
4 (1)
1 (0)
2 (1)
Herbívoro
1 (0)
Invertívoro
7 (2,5)
t
4 (0,5)
u
5 (1)
tuv
5 (2)
tuvw
5 (1)
tuvwx
2 (0)
uvwxy
3 (1)
tuvwxyz
1 (0)
tuvwxyz
Lepidófago
2 (0)
1 (0)
1 (0)
Onívoro
3 (2)
t
4 (2)
tu
2 (1)
tuv
4 (1)
tuvw
2 (1)
tuvwx
2 (0,5)
tuvwxy
0 (0)
vwxyz
0 (0)
tuvwxyz
Espécies introduzidas
1 (0)
1 (0)
1 (0)
Dulçaquícolas primários
15 (6)
t
12 (3)
tu
10 (3)
tuv
14 (3)
tuvw
7 (2)
tuvwx
6 (1,5)
uvwxy
4 (1)
uvwxyz
2 (1)
uvwxyz
Dulçaquícolas
secundários
1 (0)
1 (0)
1 (0)
Estuarinos
1 (0)
1 (0)
1 (0)
2 (1)
2 (0)
1 (1)
Abundância de:
Detritívoros
42 (3,5)
10 (0,5)
13 (0)
12 (0)
14 (1)
26 (2,5)
1 (0)
3 (1)
62
Herbívoro
1 (0)
Invertívoro
66 (7)
t
9 (0,5)
u
41 (2)
tuv
69 (5)
tvw
12 (1)
tuvwx
9 (0)
uvx
6 (1)
tuvwx
1 (0)
tuvwx
Lepidófago
3 (0)
1 (0)
1 (0)
Onívoro
210
(22,5)
t
120
(11)
tu
21 (1)
tuv
103 (3)
tuvw
42 (3)
tuvwx
25
(0,5)
uvwxy
(0)
vwxyz
(0)
uvwxyz
Espécies introduzidas
1 (0)
14 (0)
3
Dulçaquícolas primários
318
(31,8)
t
141
(14,1)
tu
74
(8,22)
tuv
182
(20,22)
uvw
62
(8,85)
uvwx
53
(5,3)
uvwxy
7 (1,16)
vxyz
2 (0,66)
vxyz
Dulçaquícolas
secundários
1 (0)
2 (0)
1 (0)
Estuarinos
1 (0)
2 (0)
1 (0)
5 (1)
7 (0)
2 (1)
Biomassa (gr)
125,9
(13,8)
t
68,5
(7,6)
tu
25,7
(2,4)
uv
88,5
(3,1)
tuvw
26,4
(4,3)
tuvwx
26,0
(1,3)
uvwxy
1,0 (0,2)
vwxyz
1,2 (0,4)
uvwxyz
Comprimento padrão
médio (mm)
27,0
(26,9)
t
28,7
(28,8)
tu
27,0
(23,5)
tuv
28,1
(25,2)
tuvw
27,1
(28,5)
tuvwx
35,0
(24,1)
tuvwxy
21,2
(21,13)
tvwxyz
25,3
(25,33)
tuvwxyz
Verificou-se diminuição no comprimento padrão e na biomassa média na
maioria das espécies ao longo da localização longitudinal dos trechos estudados:
Astyanax giton, Probolodus heterostomus, Characidium vidali, Ch. gr. steindachneri 1,
Ch. interruptum, Hisonotus notatus, Hypostominae sp. 1, Parotocinclus maculicauda,
Awaous tajasica, Geophagus brasiliensis, Microphis brachiurus lineatus, Pimelodella
lateristriga, Poecilia vivipara. Estes valores aumentaram no gradiente de retificação
nas espécies A. sp.2, A. taeniatus e Hyphessobrycon luetkenii (figura 9).
63
A1d A2e B1e B2d C1r-e C2r-e D1r-e D2r-e
16
18
20
22
24
26
28
30
32
34
36
38
40
Comprimento Padrão (mm)
1a
A1d A2e B1e B2d C1r-e C2r-e D1r-e D2r-e
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
1,4
Biomassa (gr)
Astyanaxgiton
Astyanaxsp. 2 (Melo, 2001)
Astyanaxtaeniatus
Hyphessobryconluetkeni
Probolodusheterostomus
1b
A1d A2e B1e B2d C1r-e C2r-e D1r-e D2r-e
18
20
22
24
26
28
30
32
34
36
38
40
42
44
Comprimento Padrão (mm)
2a
A1d A2e B1e B2d C1r-e C2r-e D1r-e D2r-e
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
0,9
1,0
Biomassa (gr)
Characidiumcf. vidali
Characidiumgr. steindachneri 1
Characidiuminterruptum
2b
A1d A2e B1e B2d C1r-e C2r-e D1r-e D2r-e
10
20
30
40
50
60
70
80
Comprimento padrão (mm)
3a
A1d A2e B1e B2d C1r-e C2r-e D1r-e D2r-e
-0,2
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
1,4
1,6
1,8
2,0
2,2
2,4
Biomassa (gr)
Hisonotusnotatus
Hypostominaesp. 1
Paratocinclusmaculicauda
Rineloricariasp 1
3b
A1d A2e B1e B2d C1r-e C2r-e D1r-e D2r-e
0
20
40
60
80
100
120
140
160
Comprimento padrão (mm)
4a
A1d A2e B1e B2d C1r-e C2r-e D1r-e D2r-e
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
3,5
Biomassa (gr)
Awaousthayasica
Geophagusbrasiliensis
Microphisbrachyurus lineatus
Pimelodellalateristriga
Poeciliavivipara
4b
Figura 9. Comprimento padrão e peso das espécies presentes em mais de uma margem. (1) espécies de
Characidae Incertae sedis; (2) espécies de Crenuchidae; (3) espécies de Loricariidae; (4) espécies de
Perciformes, Cyprinodontiformes e Siluriformes não Loricariidae. A figura (a) apresenta o comprimento
padrão e a figura (b) o peso total de cada espécie.
64
As margens de deposição apresentam abundâncias e riqueza das espécies maiores do
que as de erosão no mesmo trecho. Dentro de cada margem existem mudanças na
abundância em cada transecto, que respondem as características de micro-habitat
(presença de rugosidade) de cada um. Nos trechos retificados, além do já evidente
pequeno número de indivíduos, a variação entre transectos é mínima, pois não existe
heterogeneidade ambiental para sustentar variação nas capturas de cada transecto.
(Figura 10).
Figura 10. Abundância e riqueza da taxocenose de peixes nos transectos de cada margem estudada no
rio Macaé. Barras brancas= Abundância; Barras cinzas= Riqueza.
0
20
40
60
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
Abundancia e riqueza
A, Trecho de Deposição A1d
0
20
40
60
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
A, Trecho de Erosão A2e
0
20
40
60
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
Abundancia e riqueza
B, Trecho de Erosão B1e
0
20
40
60
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
B, Trecho de Deposição B2d
0
20
40
60
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
Abundancia e riqueza
C, Trecho Retificado - erosão C1r-e
0
20
40
60
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
C,Trecho Retificado-erosão C2r-e
0
20
40
60
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
Abundancia e riqueza
Transectos
D, Trecho Retificado - erosão D1r-e
0
20
40
60
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
Transectos
D, Trecho Retificado-Erosão D2r-e
65
DISCUSSÃO
Na parte baixa do rio Macaé ocorre uma simplificação da estrutura do hábitat e
da taxocenose de peixes nas áreas retificadas, como já foi descrito no capítulo 2.
Analisando numa escala mais fina, de meso e micro-hábitat, a taxocenose associada
apresenta diferenças evidentes, que parecem estar diretamente relacionadas com a
eliminação dos hábitats presentes num meandro natural (áreas de erosão e de
deposição) e a eliminação conjunta da rugosidade do canal, como já tem sido descrito
para rios temperados (KONDOLF, et al. 2006; FRANKLIN et al., 2009).
Provavelmente, para as populações de peixes, seja mais crítica a redução da
rugosidade do canal do que a diminuição do nível da água ocasionada pela retificação.
Numerosos fatores físicos e biológicos contribuem para uma alta rugosidade. Todos
eles têm uma relação direta com a diversidade de hábitat: configuração do canal, tipo
de substrato, composição e tipo de margens, configuração das margens, vegetação
aquática, vegetação ribeirinha (WESCHE, 1985).
Os trechos naturais do rio Macaé são heterogêneos e incluem hábitats diversos
como praias arenosas de um lado e poças profundas do outro, atendendo, assim, uma
diversidade ampla de grupos de peixes. Contrariamente, trechos retificados são
extremamente homogêneos, com oferta limitada de tipos de hábitat, tendo nas duas
margens hábitats parecidos a poças profundas, mas com diversidade estrutural
depauperada e velocidades altas, além de serem muito instáveis pela constante
erosão, o que limita determinantemente a permanência da maioria dos grupos de
peixes. Nas áreas de erosão dos trechos naturais habitam normalmente espécies
adaptadas para permanecer em ambientes com velocidades maiores, mas apenas
onde a diversidade de hábitats oferece diversos refúgios, sem os quais é inviável a
permanência desses indivíduos nas áreas de erosão.
A importância do hábitat marginal para rios médios e grandes é atualmente
reconhecida para larvas, jovens e pequenos peixes que preferem a posição lateral
nesse tipo de rios (COPP, 1992; SCHEIDEGGER & BAIN, 1995; RINCÓN, 1999). A
diversidade de peixes das margens de rios de médio e grande porte tem sido
subestimada e prova disso foi o registro, no presente trabalho, de espécies
pertencentes a subfamílias ainda não listadas para o rio Macaé. Isso ocorre porque o
esforço de amostragem nas margens as vezes é limitado. Considerando que praias de
66
areia e poças profundas com cobertura vegetal são ambientes pouco comuns nos rios
retificados, é importante assinalar que as espécies exclusivas desses tipos de
ambientes podem estar sob forte pressão e poderiam desaparecer ao serem
eliminados seus hábitats. Isso ocorre, por exemplo, no trecho A do rio Macaé, onde na
praia da margem de deposição apareceram os únicos exemplares de Trichomycterus cf.
inmmaculatus e Microcambeva cf. barbata coletados, que são espécies geralmente
reportadas em riachos; e nas poças da margem de erosão apareceram os únicos
exemplares de Homodiaetus cf. banguela. Trichomycterus e Homodiaetus são gêneros
consideradas em estado vulnerável para o Estado de Rio de Janeiro, enquanto que
Microcambeva barbata é uma espécie insuficientemente conhecida (MAZZONI et al.,
2000).
O efeito deletério da retificação atua de maneira conjunta com o
desmatamento, pois não é possível retificar sem desmatar. Isso é evidente na margem
de erosão do trecho B que, sendo meandrada, difere na presença de mata ciliar em
relação à margem de erosão do trecho A. Essa característica faz com que nessa
margem, tanto o microhábitat como a taxocenose, seja muito similar às margens de
trechos retificados. Nos trechos C e D, se faz evidente um efeito longitudinal da
retificação: o trecho C ainda apresenta influência do trecho natural, por ser onde a
retificação se inicia, enquanto no trecho D o efeito deletério da retificação já teve uma
influência longitudinal maior (água com maior tempo de exposição solar, maior
quantidade de detritos finos depositados). Somado a isso, a montante do trecho D se
situa uma termoelétrica que toma grande quantidade de água para seu
funcionamento, e a devolve a jusante um grau acima da temperatura em que foi
tomada (PRIMO & VOLKER, 2003). No trecho D ocorre a taxocenose mais empobrecida
de todas as margens estudadas, sendo que até as espécies estuarinas são escassas.
Este resultado contraria as expectativas, pois se esperaria maior contribuição desse
grupo devido à proximidade do estuário, sendo essas espécies comuns até no trecho A
e B, como no caso de Microphis brachyurus lineatus.
Como foi registrado para outros rios (HORTLE & LAKE, 1983; SCHARNECHIA,
1988), houve tendência, neste estudo, da biomassa diminuir nas áreas retificadas, e a
abundância de espécies com forma deprimida dorsoventralmente aumentar. Não é
estranho, portanto, que seja justamente uma espécie bentônica de pequeno porte,
67
como Paratocinclus maculicauda, a espécie registrada em todas as margens estudadas,
mesmo nas retificadas, pois as características morfológicas e o tamanho permitem que
possa se refugiar da correnteza em locais muito pequenos, pois se beneficia
extremamente da presença de gramíneas marginais que adentram a água. Esses peixes
ficam aderidos à bainha das folhas de gramíneas, principalmente.
Os detritívoros são o grupo trófico que domina nos trechos retificados, pois a
abundância de sedimentos finos e lama no substrato favorece sua presença, enquanto
que nos trechos naturais há uma diversidade maior de guildas.
A homogeneização dos hábitats físicos no nível meso e microambiental nas
margens de áreas retificadas do rio Macaé, altera a integridade da taxocenose de
peixes, que se modifica em resposta à eliminação de hábitats específicos para algumas
espécies tais como as praias das margens ou remansos com disponibilidade de refúgio.
Parecem acontecer num rio costeiro tropical os mesmos processos de deterioração do
hábitat e das comunidades de peixes descritos para rios retificados na região
temperada, mas é importante descrever detalhadamente a resposta específica do
sistema tropical e suas espécies.
68
DISCUSSÃO GERAL
Mundialmente a canalização é uma das mais severas alterações que afetam rios
e córregos, e a recuperação natural do sistema precisaria ao menos de décadas para
acontecer (YOUNT & NIEMI, 1990; DETENBECK, 1992). Estima-se que mais da metade
dos peixes de água doce da Europa estão extintos ou seriamente ameaçados, e a
canalização é considerada uma das causas principais (HELFMAN, 2007).
No contexto da região tropical o panorama do conhecimento e o manejo de
milhares de quilômetros de rios canalizados, é desalentador: carecemos de qualquer
informação sobre as respostas do ecossistema e da biota aquática tropical a essa
alteração. Apesar da tendência mundial à eliminação da prática de canalização de rios,
em nível local países tropicais continuam usando essa estratégia como mecanismo de
controle de enchentes e outros fins (S.O.S rios de Brasil, 2010).
O hábitat local e a diversidade biológica de rios estão fortemente influenciados
pela geomorfologia e pelo uso da terra no vale circundante, em múltiplas escalas
espaciais (ALLAN, 2004). Existe uma grande quantidade de literatura que avalia a
natureza hierárquica do sistema ribeirinho, desde uma escala ampla de paisagem ou
bacia até escalas sucessivamente menores: segmentos do vale, trechos do rio,
unidades individuais do canal (como poças e corredeiras) e microhábitat (ALLAN,
2004).
Nesse contexto, a avaliação de impactos numa abordagem multiespacial se faz
particularmente importante, pois dependendo da escala podem ser detectadas
respostas diferentes, relacionadas com características distintas da paisagem ribeirinha.
Tomar decisões de manejo baseadas numa única escala poderia ser arriscado por
partir de uma visão limitada do sistema do rio.
Em ecossistemas ribeirinhos alterados por impactos antrópicos, a fragmentação
dos ecossistemas e a homogeneização dos hábitats aquáticos são as maiores ameaças
para as comunidades de peixes, que, em resposta a isso, apresentam declínio da
riqueza de espécies, baixo recrutamento e densidades populacionais reduzidas
(SCHIEMER & SPINDLER, 1989; JURAJDA, 1995; BELLIARD et al., 1999). A canalização de
rios elimina a conectividade longitudinal e transversal do rio em diferentes escalas, e
homogeneíza os hábitats do canal e da área ripária.
69
Neste trabalho foram encontradas respostas diferentes à retificação do canal
dependendo da escala de análise. No nível da macro-escala ficou claro que a
retificação é uma alteração drástica para os hábitats, mas que a resposta da
comunidade de peixes depende da influência conjunta da retificação, do estado da
mata ciliar e do uso da terra nas áreas adjacentes. Nessa escala uma das conclusões
mais importantes do presente trabalho foi a comprovação de que as áreas de reserva
na região da planície de inundação são fundamentais como refúgio para as espécies
que habitam esse compartimento do rio e que são sujeitas a fortes impactos.
Em escalas menores foi demonstrado que a perda de heterogeneidade de
hábitats é o mecanismo pelo qual a estrutura da taxocenose é alterada, pela
eliminação de áreas complementares como praias e poças na escala de meso-hábitat,
o que também reduz dramaticamente a heterogeneidade estrutural nesses locais, na
escala de micro-hábitat. Se a abordagem em multiescala não tivesse sido desenvolvida,
as conclusões para manejo de rios retificados de baixada poderiam ser contraditórias,
dada a diversidade de fatores que afetam conjuntamente o padrão observado, e a
diversidade de respostas que podem ser obtidas e que variam com a escala abordada.
No Estado do Rio de Janeiro atividades agropecuárias vêm afetando áreas de
baixada que abrigam importantes remanescentes de hábitats de espécies de peixes
endêmicas ou com exigências ecológicas muito restritas (MAZZONI et al., 2009). Das
espécies de peixes listadas, 46 sofrem algum nível de ameaça no Estado, sendo que
nos baixos cursos dos rios (área de baixada fluvial) ocorrem 25% das espécies de peixes
consideradas como ameaçadas (MAZZONI et al., 2000). Atualmente, o Estado tem 43
áreas de conservação, que representam 10% da sua área. A maioria delas, geralmente
criadas com o objetivo de proteger as nascentes dos rios, está localizada em íngremes
terrenos de montanha, onde existem matas remanescentes. No entanto, as áreas de
baixada do Estado, com seus rios e córregos, não têm recebido o mesmo esforço de
conservação, sendo amplamente afetadas por pastagem, agricultura, urbanização e
ocupação por indústrias (MOULTON et al., 2007).
Quando a proteção integral de toda a bacia hidrográfica não é possível, a
posição da reserva dentro da bacia é um fator que deve ser cuidadosamente
examinado. Segundo os princípios da conectividade hidrológica, diversas formas de
perturbação ambiental e seus efeitos podem ser transmitidos rio abaixo ou até rio
70
acima através do movimento de materiais e organismos pela água (MOULTON &
SOUZA, 2006).
Tendo em conta a grande quantidade de trechos de rios retificados no Estado
de Rio de Janeiro, é fundamental que as autoridades responsáveis analisem a
informação disponível e incentivem ações para atenuar os efeitos decorrentes desse
impacto. Sem dúvida, iniciativas de restauração de meandros podem ser altamente
custosas, o que provavelmente as tornariam inviáveis no contexto dos países em
desenvolvimento. Mas iniciativas que promovam a heterogeneidade do canal, a
integridade da mata ripária e a conectividade longitudinal e transversal, podem ser
efetivas. Por exemplo, o reflorestamento de áreas adjacentes, a inclusão de materiais
naturais que gerem heterogeneidade estrutural nos hábitats dentro do rio, a criação
de unidades de conservação na planície de inundação e apoio às já existentes, como a
Reserva Ecológica de Poço das Antas.
O índice de valor de conservação para peixes de água doce identifica áreas que
abrigam remanescentes de Mata Atlântica, com possibilidade de recuperação e áreas
com alta incidência de espécies ameaçadas, vulneráveis e/ou em perigo. Calculado
para cada município do Estado do Rio de Janeiro, o índice indica que os municípios
percorridos pelas bacias do São João, Macaé e Imbé apresentam valores muitos baixos
(entre 1 e 5) (MAZZONI et al. 2009), e, portanto, não são prioritários para
conservação, o que deixaria fora das iniciativas governamentais de trechos como a
área do rio São João em Poço das Antas. Sem dúvida, esse tipo de índice, muito
importante para definir estratégias de conservação, na maioria dos casos é gerado a
partir de espécies e áreas com muitas lacunas de informação, como os próprios
autores advertem. É fundamental gerar informação que permita que a biodiversidade
de rios tropicais seja manejada da melhor forma, mesmo no contexto sócio-econômico
complexo de países em desenvolvimento.
Dessa forma, os resultados do presente estudo servem de alerta quanto ao real
empobrecimento de diversidade na fauna de peixes em rios fluminenses causado pela
canalização e, principalmente, de seu agravamento quando conjugado ao
desmatamento ciliar.
71
CONCLUSÕES GERAIS
- Mundialmente é reconhecido e amplamente estudado o efeito deletério que
a retificação (tipo específico de canalização) de rios tem sobre as características
geomorfológicas, o equilíbrio dinâmico da planície de inundação, e a biota aquática
associada a esses sistemas.
- Para rios na região tropical, apesar de terem sido amplamente alterados por
canalização, não foi encontrado nenhum trabalho científico que avalie o efeito de dita
alteração sobre a dinâmica ecológica do sistema, nem sobre a biota tanto aquática
quanto a terrestre associada à áreas ripárias.
- O desconhecimento dos efeitos específicos desta alteração nos sistemas
tropicais limita conceitualmente qualquer iniciativa de restauração de rios de planície
de inundação na região tropical.
- O efeito da retificação de rios costeiros, se evidencia de maneiras diferentes,
em respostas às suas características específicas (zoogeográficas, geomorfológicas,
história de uso do solo), como se evidenciou nos rios São João e Macaé.
- Tanto na escala de macro e meso-habitat, como de micro-hábitat, o efeito da
retificação pode estar fortemente influenciado pela interação com o estado de
conservação da mata ripária.
- A presença de uma unidade de conservação, em um rio retificado, pode
auxiliar a manter uma comunidade íntegra, mesmo com a quase totalidade do rio na
planície de inundação.
- No nível de meso-hábitat, a eliminação das margens complementares de
erosão e deposição, que mantinham a heterogeneidade dos trechos, parece ser o fator
que determina a simplificação da taxocenose de peixes.
- No nível de micro-hábitat a homogeneização do substrato, provocada pela
retificação, e conjuntamente a eliminação da mata ciliar que adiciona rugosidade às
margens, parece ser a responsável pela simplificação da taxocenose de peixes
associada.
72
LITERATURA CITADA
AGUIAR, F. C., FERREIRA, M. T., MOREIRA, I., 2001, “Exotic and native vegetation
establishment following channelization of a western Iberian river”, Regulated
Rivers: Research & Management, v. 17, pp. 509-526.
ALMEIDA, H. L., 2006, Introdução da truta arco-íris Oncorhychus mykiss (Walbaum,
1792) no Rio Macaé, Nova Friburgo (RJ): histórico, estrutura populacional,
reprodução e dieta. Dissertação de M.Sc., Programa de Pós-Graduação em
Ecologia/Instituto de Biologia, UFRJ, Brasil.
ALLAN, J. D., 1995, Stream Ecology Structure and Function Of Running Waters. London,
Chapman & Hall.
ALLAN, J. D., 2004, "Landscapes and riverscapes: the influence of land use on stream
ecosystems" Annual Reviews Ecology, Evolution and Systematics, v. 35, pp. 257-284.
ALLAN, J. D., ERICKSON, D. L., FAY, J., 1997, “The influence of catchment land use on
stream integrity across multiple spatial scales”. Freshwater Biology, v. 37, pp. 149-
61.
BAPTISTA, D. F., DORVILLÉ, L. F. M., BUSS, D. F et al., 2001, “Spatial and temporal
organization of aquatic insects assemblages in the longitudinal gradient of a tropical
river”, Revista Brasileira de Biologia, v. 61, n. 2 (May), pp. 295-304.
BARBOUR, M. T., GERRITSEN, J., SNYDER, B. D., et al. 1999, Rapid Bioassessment
Protocols for Use in Streams and Wadeable Rivers: Periphyton, Benthic
Macroinvertebrates and Fish. Second Edition, Washington, D.C., U.S. Environmental
Protection Agency.
BARNARD, R. S., MELHORN, W. N., 1982, “Morphologic and morphometric response to
channelization: the case history of Big Pine Creek Ditch, Benton County, Indiana”.
In: Craig, R.G., Craft, J.L. (eds), Applied Geomorphology, London, UK, Allen and
Unwin.
BELLIARD, J., BERREBI, R. T., MONNIER, D., 1999, “Fish communities and river
alteration in the Seine Basin and nearby coastal streams”, Hydrobiologia, v. 400, pp.
155–166.
BIS, B., ZDANOWICZ, A., ZALEWSKI, M., 2000, “Effects of catchment properties on
hydrochemistry, hábitat complexity and invertebrate community structure in a
lowland river”, Hydrobiologia, v. 422/423, n. 0 (Apr), pp. 369–387.
BOMBINO, G., GURNELL, A. M., TAMBURINO, V., et al., 2007, “A method for assessing
channelization effects on riparian vegetation in a mediterranean environment”,
River Research and Applications, v. 23, n. 6 (Apr), pp. 613–630.
BECHTOL, V., LAURIAN, L., 2005, “Restoring straightened rivers for sustainable flood
mitigation”, Disaster Prevention and Management, v. 14, n. 1, pp. 6-19.
BOULTON, A. J., BOYERO, L., COVICH, A. P., et al., 2008, “Are tropical streams
ecologically different from temperate streams?” pp. 257-278. In: D. Dudgeon (ed.)
Tropical Stream Ecology,London, Elseviere.
BROOKES, A., 1985, “Traditional engineering methods, physical consequences and
alternative practices”, Progress in Physical Geography, v. 9, n. 1, pp. 44 -73.
BROOKES, A., 1985a. “Downstream Morphological Consequences of River
Channelization in England and Wales”, The Geographical Journal, v. 151, n. 1 (Mar),
pp. 57-62.
BROOKES, A., 1987, “Restoring the sinuosity of artificially straightened stream
channels”, Environmental Geology, v. 10, n. 1 (Feb), pp. 33-41.
73
BROOKES, A., 1988, “Channelized Rivers: Perspectives for Environmental
Management”, In: Brookes, A., Shields, F. D., Eds. New York, USA. Wiley.
BROOKES, A., GREGORY, K. J., DAWSON, F. H., 1983, “An Assessment of River
Channelization in England and Wales”, The Science of the Total Environment, v. 27,
n. 2-3 (Apr), pp. 97-111.
BROOKER, 1985. “The Ecological Effects of Channelization”, The Geographical Journal,
v. 151, n. 1 (Mar), pp. 63-69.
CARAMASCHI, E. P., BRITO, M. F. G., LAZZAROTTO, H., 2006, “Fish assemblage
variations along the environmental gradient of a Neotropical stream: Rio Macaé
(Rio de Janeiro, South-eastern Brazil)”. In: Ecology of Stream Fish: state of the art an
future prospects II. Leon, Spain. p. 70.
CAROLSFELD, J. 2003, Migratory fishes of South America: biology, fisheries and
conservation status, Victoria: World Fisheries Trust & the Word Bank.
COPP, G. H., 1992, “Comparative microhábitat use of ciprinid larvae and juveniles in a
lotic floodplane channel”. Environmental Biology of fishes, v.33, pp. 181 – 193.
CORBACHO, C., SÁNCHEZ, J. M., 2001, “Patterns of Species Richness and Introduced
Species in Native Freshwater Fish Faunas of a Mediterranean-Type Basin: The
Guadiana River (Southwest Iberian Peninsula)”, Regulated Rivers: Research and
Management, v. 17, n. 6 (Nov), pp. 699-707.
DETENBECK, N. E., DEVORE, P.W., NIEMI, G.J. et al., 1992, “Recovery of temperate-
stream fish communities from disturbance: A review of case studies and synthesis
of theory.”, Environmental Management, v. 16, n. 1, pp. 33-53.
DUVEL, W., VOLKMAR, R. D., SPECHT, W. I., 1976, “Environmental impact of river
channelization.”, Water Research Bulletin, v. 12, pp. 799–812.
DUNCAN, W. W., ROBIN, B. G., MAYER, J. L., et al. 2009, "Does Channel Incision Affect
In-stream Hábitat? Examining the Effects of Multiple Geomorphic Variables on Fish
Hábitat" Restoration ecology, 9999(9999).
FAUSCH, K. D., TORGERSEN, C. E., BAXTER, C.V., et al., 2002, "Landscapes to
Riverscapes: Bridging the Gap between Research and Conservation of Stream
Fishes.", BioScience, v. 52. N. 6, pp. 483-498.
FLOTEMERSCH, J. E., STRIBLING, J. B., PAUL, M. J., 2006, Concepts and Approaches for
the Bioassessment of Non-wadeable Streams and Rivers. US Environmental
Protection Agency, Cincinnati, Ohio.
FRANKLIN, S. B., KUPFER, J. A., PEZESHKI, S. R., et al., 2001a, “A comparison of
hydrology and vegetation between a channelized stream and a nonchannelized
stream in western Tennessee”, Physical Geography, v. 22, n. 3 (May-Jun), pp. 254-
74.
FRANKLIN, S.B., KUPFER, J.A., PEZESHKI, S.R., et al., 2001b, “Channelization effects on
floodplain functions in western Tennessee”. In: Falconer, R.A. (eds), River Basin
Management, chapter 19, Southhampton, UK, WIT Press.
FRANKLIN, S. B., KUPFER, J. A., PEZESHKI, S. R., et al., 2009, “Complex effects of
Channelization and Levee Construction on Western Tennessee Floodplain Forest
Function”, Wetlands, v. 29, n. 2 (Jun), pp. 451-464.
GUILLER, P. S., MALMQVIST, B., 1998, The Biology of Streams and Rivers. Great Britain,
Oxford.
HORSAK, A., BOJKOVÁ, J., ZAHRÁDKOVÁ, S., et al., 2009, “Impact of reservoirs and
channelization on lowland river macroinvertebrates: A case study from Central
74
Europe”, Limnologica - Ecology and Management of Inland Waters, v. 39, n. 2
(May), pp. 140-151.
HELFMAN, G. S., 2007, Fish Conservation: A Guide To Understanding And Restoring
Global Aquatic Biodiversity And Fishery Resources. Washington, Island Press.
HUCKSTORF, V., LEWIN, W., WOLTER, C., 2008, “Environmental flow methodologies to
protect fisheries resources in human-modified large lowland rivers”, River Research
and Applications, v. 19, n. 5 (Jun), pp. 619-639.
JORDAN, F., ARRINGTON, D. A., 2001, “Weak trophic interactions between large
predatory fishes and herpetofauna in the channelized Kissimmee River, Florida,
USA”, Wetlands, v. 21, n. 1 (Mar), pp. 155-159.
JURAJDA, P., 1995, “Effect of channelization and regulation on fish recruitment in a
flood plain river”, Restoration Management, v. 10, pp. 207–215.
JURAJDA, P., REICHARD, M., HOHAUSOVA, E., et al., 2001, “Comparison of 0+ fish
communities between regulated-channelized and floodplain stretches of the river
Morava.”, Archiv fur Hydrobiologie, Supplementband 135, Large Rivers 12, n. 2-4,
pp. 187-202.
KAUFMANN, P., 2000, “Physical Hábitat Characterization: Non-wadeable Rivers”, In:
Lazorchak, J.M., Hill, B.H., Averill, D.K., Peck, D.V., Klemm, D.J. (eds.) Environmental
Monitoring and Assessment Program – Surface Water: Field operations and
Methods for Measuring the Ecological Condition of non-Wadeable River and Stream.
Cincinnati, USA, U.S Environmental Protection Agency.
KONDOLF, G.M., 2006, “River Restoration and Meanders”, Ecology and Society, v. 11,
n. 2 (Apr), p. 42.
INEA (Instituto Estadual do Ambiente), 2010, pagina principal. Acceso em 25 de
fevereiro de 2010. www.inea.rj.gov.br
LABBE, T. R., FAUSCH, K. D. 2000. “Dynamics of intermittent stream habitat regulate
persistence of a threatened fish at multiple scales”. Ecological Applications 10:
1774–1791.
LANDWEHR, K., RHOADS, B. L., 2003, “Depositional Response of a Headwater Stream
to Channelization, East Central Illinois, USA”, River Research and Applications, v. 19,
n. 1 (Jan-Feb), pp. 77-100.
LAU, J.K., LAUER, T.E., WEINMAN, M.L., 2006, “Impacts of Channelization on Stream
Hábitats and Associated Fish Assemblages in East Central Indiana”, The American
Midland Naturalist, v. 156, n. 2 (Oct), pp. 319-330.
LAZZAROTTO, H., CARAMASCHI, E. P., 2009, “Introdução da truta no Brasil e na Bacia
do Rio Macaé estado do Rio de JaneIiro: Histórico, legislação e perspectivas”,
Oecologia Brasiliensis, v. 13, n. 4 (Dec), pp. 649-659.
LESTER, R., BOULTON, A., 2008, “Rehabilitating Agricultural Streams in Australia with
Wood: A Review”, Environmental Management, v. 42, n. 2 (Aug), pp. 310-332.
LESTER, R. E., WRIGTH, W., 2009, "Reintroducing wood to streams in agricultural
landscapes: changes in velocity profile, stage and erosion rates", River research and
applications, v. 25, n. 4, pp. 376-392.
LE PICHON, C., GORGES, G., BAUNDRY, J., et al. 2009, "Spatial metrics and methods for
riverscapes: quantifying variability in riverine fish hábitat patterns", Environmetrics,
v. 20, pp. 512-526.
LIAO, J. C. 2007, "A review of fish swimming mechanics and behaviour in altered
flows", Philosophical Transactions of the Royal Society B, v. 362, pp. 1973-1993.
75
MATTHEWS, W.J., 1998, Patterns in Freshwater Fish Ecology. New York, Chapman &
Hall.
MAZZONI, R., BIZERRIL, C. R. S. F., BUCKUP, P. A., et al. 2000, “Peixes”, pp 63 -73. In:
Bergallo, H. G., duarte, C.F., Santos Alves, M.A., et al. A fauna ameaçada de extinção
do Estado do Rio de Janeiro. Rio de Janeiro, Editorial UERJ.
MAZZONI, R., FIGUEIREDO, C.A, ENRICI, M.C., et al., 2009, “Organismos aquáticos nos
sitemas fluviais do Estado do Rio de Janeiro”, pp:153 -174. In: Bergallo, H.G., Fidalgo
E.C.C., Rocha, C.F.D., et al. Estrategias e ações para a conservação da
Biodiversidade no Estado do Rio de Janeiro. Instituto BIOMAS. Rio de Janeiro. 344 p.
MENEKS, M. L., VONDRACEK, B., HATCH, J., 2003, “Larval fish as indicators of
reproductive success in unchannelized and channelized tributaries of the Red River
Basin, Minnesota”, Journal of Freshwater Ecology, v. 18, no. 1 (Mar), pp. 141-154.
MENEZES, N. A., WEITZMAN, S. H., OYAKAWA, O.T., et al., 2007, Peixes de água doce
da Mata Atlantica. São Paulo, Universidade de São Paulo USP.
MICROBACIAS RIO DE JANEIRO. 2010. Acceso em 27 de janeiro de 2010.
www.microbacias.rj.gov.br
MMA (Ministério do meio Ambiente), ANA (Agência Nacional de Águas), PNUMA
(Programa das Nações Unidas para o meio Ambiente), 2007, GEO Brasil Recursos
Hídricos: componente da serie de relatórios sobre o estado e perspectivas do meio
ambiente no Brasil. Brasília, DF.
MOULTON, T. P., SOUZA, M. L., 2006, “Conservação com base em bacias
hidrográficas”. pp: 1 – 25. IN: Rocha, F.D., Bergallo, H., Sluys, M., et al. Essências em
Biologia da Conservação. São Carlos SP, Editora Rima.
MOULTON, T.P., SOUZA, DE M.L., FRANCO DE OLIVEIRA, A., 2007, “Conservation of
catchments: some theoretical considerations and case histories from Rio de
Janeiro”, Neotropical Biology and Conservation, v. 2, n.1 (Jan-Apr), pp. 28-35.
MUSETTI, R.A. 2006, “Direito Ambiental e Ciências Ambientais: Integração
Responsável”. Revista CEJ 35: 58-61.
MYERS, N., MITTERMEIER, R. A., MITTERMEIER, C. G., FONSECA, G. A. B., KENT, J. 2000.
“Biodiversity hotspots for conservation priorities”, Nature, v. 403, n. 6772, pp. 853 -
858.
NAKAMURA, F., JITSU, M., KAMEYAMA, S., et al., 2002, “Changes in ripárian forests in
the Kushiro Mire, Japan, associated with stream channelization”, River Research and
Applications, v. 18, n. 1 (Jan-Feb), pp. 65-79.
NAKANO, D., NAKAMURA, F., 2006, “Responses of Macroinvertebrate Communities to
River Restoration in a Channelized segment of the Shibetsu River, Northern Japan”,
River Research And Applications, v. 22, n. 6 (Jul), pp. 681-689.
NEGISHI, J.N., INOUE, M., NUNOKAWA, M., 2002, “Effects of channelisation on stream
hábitat in relation to a spate and flow refugia for macroinvertebrates in northern
Japan”, Freshwater Biology, v. 47, n. 8 (Jul), pp. 1515-1529.
NILSSON, C., JANSSON, R., MALMQVIST, B., et al., 2007, "Restoring Riverine
Landscapes: The Challenge of Identifying Priorities, Reference States, and
Techniques", Ecology and Society, v. 12, n. 1, pp. 16-20.
NUNNALLY, N.R., 1978, “Stream renovation: an alternative to channelization”,
Environmental Management, v. 2, n. 5 (Sep), pp. 403-411.
OSWALT, S.N., KING, S.L., 2005, “Channelization and floodplain forests: Impacts of
accelerated sedimentation and valley plug formation on floodplain forests of the
76
Middle Fork Forked Deer River, Tennessee, USA”, Forest Ecology &
Management, v. 215, n.1-3 (Aug), pp. 69-83.
OYAKAWA, O. T., AKAMA, A., MAUTARI, K.C., et al., 2006, Peixes de riachos da Mata
Atlantica. São Paulo, Editora neotropico.
PEREIRA, J. 2010. Estrutura trófica da comunidade de peixes do rio Macaé, Rio de
Janeiro, Brasil. Dissertação de mestrado, UFRJ, Rio de Janeiro, RJ, Brasil.
PETTS, G. E., AMOROS, C., 1996, Fluvial Hydrosystems. London, Chapmann & Hall.
PIERCE, A. R., KING, S. L., 2007, “The influence of valley plugs in channelized streams
on floodplain sedimentation dynamics over the last century”, Wetlands, v. 27, n. 3
(Sep), pp. 631-643.
PILCHER, M. W., COOP, G.H., SZOMOLAI, V., 2004, “A comparison of adjacent natural
and channelised stretches of a lowland river”, Biologia Bratislava, v. 59, n. 5, pp.
669-673.
PISUT, P., 2002, “Channel evolution of the pre-channelized Danube River in Bratislava,
Slovakia (1712-1886)”, Earth Surface Processes and Landforms, v. 27, n. 4 (Apr), pp.
369-390.
POFF, N. L., ALLAN J. D., 1995, "Functional organization of stream fish assemblages in
relation to hydrological variability", Ecology, v. 76, n. 2, pp. 606-627.
POFF, N. L., ALLAN, J. D., BAIN, M. B., KARR, J. R., PRESTEGAARD, K. L., RICHTER, B. D.,
SPARKS, R. E., STROMBERG, J. C., “The Natural Flow Regime”. BioScience, Vol. 47,
No. 11, pp. 769-784.
POSSARDT, L. D., DODGE, W. E., 1978, “Stream channelization impacts on songbirds
and small mammals in Vermont”, Wildlife Society Bulletin, v. 6, n. 1, pp. 18-24.
PREFEITURA DE MACAÉ, 2010. http://www.macae.rj.gov.br/. Acceso em 25 de janeiro
de 2010.
PRIMO, P. B., VOLKER, C. M., 2003, Bacias Hidrograficas dos rio São João e Das Ostras:
Aguas, Terras e Conservação Ambiental. Rio de Janeiro, CILSJ, FEEMA, WWF.
PUNCHARD, N. T., PERROW, M. R., JOWITT, A. J. D., 2000, “Fish hábitat associations,
community structure, density and biomass in natural and channelised lowland
streams in the catchment of the River Wensum, UK”. In: Cowx, I.G. (ed),
Management and Ecology of River Fisheries, Oxford, UK, Fishing News Books.
RABENI, C. F., SOWA, S. P., 2002, “A landscape approach to managing the biota of
streams and rivers. In Integrating landscape ecology into natural resource
management”, pp. 114–142. In: Liu, J., Taylor, W.W. (eds). Cambridge University
Press: Cambridge.
RABORN, S. W., SCHRAMM, H. L. jr, 2003, “Fish assemblage response to recent
mitigation of a channelized warmwater stream”, River Research and Applications, v.
23, n. 9 (Jul-Aug), pp. 1038-1047.
ROBINSON, C. T., TOCKNER, K., WARD, J. V., 2002, “The fauna of dynamic riverine
landscapes”. Freshwater Biology, v. 47, pp. 661–677.
RINCÓN, P. A., 1999, “Uso de microhábitat em peixes de riachos: metodos e
perspectivas”, Oecologia Brasiliesnis, vol. 6, pp. 23-90.
QUINN, J. M, WILLIAMSON, R. B., SMITH, R. K., et al., 1992, “Effects of ripárian grazing
and channelisation on streams in Southland, New Zeland 2. Benthic invertebrates”,
New Zealand Journal of Marine and Freshwater Research, v. 26, n. 2, pp. 259-273.
77
SCARNECCHIA, D. L. 1988, “The importance of streamlining in influencing fish
community structure in channelized and unchannelized reaches of a prairie
stream”, Regulated rivers: research & management, v. 2, n. 2, pp. 155-166.
SCHEIDEGGER, K. J., BAIN, M. B., 1995, “Larval fish distributionand microhábitat use in
free-flowing and regulated river”, Copeia, pp. 122-135.
SCHIEMER, F., SPINDLER, T., 1989. “Endangered fish species of the Danube River in
Austria”, Regulate Rivers Restoration & Management, v. 4, pp. 397-407.
SCHLOSSER, I. J., 1991, “Stream fish ecology: a landscape perspective”, BioScience, v.
41, pp.704–712.
SCHOOF, R., 1980, “Environmental impact of channel modification”, Water Resources
Bulletin, v. 16, n. 4 (Aug), pp. 697-701.
SEMADS (Secretaria de estado de meio ambiente e desenvolvimento sustentável),
2001a, Bacias Hidrográficas e Rios Fluminenses: Síntese Informativa por
Macrorregião Ambiental. Rio de Janeiro.
SEMADS, (Secretaria de estado de meio ambiente e desenvolvimento sustentável),
2001 b, Revitalização de rios: Orientação técnica. Rio de Janeiro.
SMILEY, P. C. Jr., GILLESPIE, R. B., KING, K, W., et al., 2009, “Management implications
of the relationships between water chemistry and fishes within channelized
headwater streams in the midwestern United States”, Ecohydrology, v. 2, n. 3 (Sep),
pp. 294-302.
S.O.S. Mata Atlântica, 2010. www.sosma.org.br. Acceso em 24 de fevereiro de 2010.
S.O.S. Rios do Brasil, 2010. http://sosriosdobrasil.blogspot.com. Acceso em 10 de
março de 2010.
SOUZA, G., CASTRO, A. M., BARTOLETTE, R., et al., 2010, No prelo, “Diversidade da
fauna de peixes nos rios imbé, muriaé e guaxindiba e elaboração de estratégias para
a conservação”.
TALBOT, T., LAPOINTE, M., 2002, “Modes of response of a gravel bed river to meander
straightening: The case of the Sainte-Marguerite River, Saguenay Region, Quebec,
Canada”, Water Resources Research, v. 38, n. 6, pp. 1073-1083.
TEJERINA-GARRO, F. L. & MERONA, B. D., 2001, "Spatial variability of biotic and abiotic
factors of the aquatic habitat in French Guiana", Regulated rivers: research &
management, v. 17, pp.157-169.
TOWNSEND, C.R., DOLEDEC, S., NORRIS, R., et al., 2003, “The influence of scale and
geography on relationships between stream community composition and landscape
variables: description and prediction”. Freshwater Biology, v. 48, pp. 768–85.
TOTH, L. A, ARRINGTON, D. A., BRADY, M. A., et al., 1995, “Conceptual evaluation of
factors potentially affecting restoration of hábitat structure within the channelized
Kissimmee River ecosystem”, Restoration Ecology, v. 3, n. 3 (Sep), pp. 160-180.
WARD, J. V., 1998, “Riverine landscapes: biodiversity patterns, disturbance regimes,
and aquatic conservation”, Biological Conservation, v. 83, pp. 269–78.
WEBB A. A., ERSKINE, W. D, 2003, “A practical scientific approach to riparian
vegetation rehabilitation in Australia”. Journal of environmental management, v. 68,
n.4, pp. 329-341.
WESCHE, T. A., 1985, “Stream channel modifications and reclamation structures to
enhance fish hábitat”. In: Gore, J.A. (ed), The Restoration of Rivers and Streams:
Theories and Experience, chapter 5, Boston, Butterworth.
78
WILCOCK, D. N., ESSERY, C. I., 1991, “Environmental impacts of channelization on the
river main, County Antrim, Northern Ireland”, Journal of Environmental
Management, v. 32, n. 2 (Mar), pp. 127-143.
WYLLIE, P. J., WOJCIK, D. K, RAVEN, P., et al. 1985, “The Impact of River Channelization:
Discussion”, The Geographical Journal, v. 151, n. 1 (Mar), pp. 69-74.
YOUNT, J. D., NIEMI, G. J., 1990, “Recovery of lotic communities and ecosustems from
disturbance: A narrative review of case studies”, Environmental management, v. 14,
pp. 547 -569.
WYZGA, B., 2001, “Impact of the channelization-induced incision of the Skawa and
Wisloka rivers, southern Poland, on the conditions of overbank deposition”,
Regulated Rivers: Research and Management, v. 17, pp. 85-100.
ZIKA, U., PETER, A., 2002, “The introduction of woody debris into a channelized stream:
effect on trout populations and hábitat”, River Research and Applications, v. 18, n. 4
(Jul-Aug), pp. 355-366.
79
APÊNDICE 1.
Literatura científica sobre canalização compilada na revisão.
1959
1. WHITNEY, A. M., AND BAILEY, J. E., 1959, “Detrimental effects of highway construction on a Montana
stream”, In: American Fisheries Society North Central Division. Special Publication. v. 88, n. 1, pp. 72-73.
1964
2. BAYLESS, J., AND SMITH, W. B., 1964, “The effects of channelization upon fish populations of lotic
waters in eastern North Carolina.”, In: Proceedings of the 18th Annual Conference.
3. PETERS, J.C., AND ALVORD, W., 1964, “Man-made channel alterations in thirteen Montana streams
and rivers.”, Trans. NA. Wild. Cons., v. 29, pp. 93–102.
1968
4. ELSER, A. A., 1968, “Fish populations of a trout stream in relation to major hábitat zones and channel
alterations.”, Transactions of the American Fisheries Society. v. 98, pp. 253-268.
1970
5. ZALUMI, S. G. 1970, “The fish fauna of the lower reaches of the Dneiper: its present composition and
some features of its formation under conditions of regulated and reduced river discharge.”, J. Ichthyol.
1971
6. CONGDON, J. C., AND OMAHA, N.E., 1971, “Fish populations of channelized and unchannelized
sections of the Chariton River, Missouri.”, In: American Fisheries Society North Central Division Special
Publication No. 2.
7. EMERSON, J. W., 1971, “Channelization: a case study.”, Science, v. 173, pp. 325-326.
8. WILLIAM A. D, Jr., VOLKMAR, R.D., SPECHT, W.L., AND JOHNSON, F.W., 1971, ”Environmental Impact
Of Stream Channelization.” , Journal of the American Water Resources Association.
9. BARSTOW, C.J., 1971, “Impact of channelization on wetland hábitat in the Obion-Forked Deer Basin,
Tennessee.”, In: American Fisheries Society North Central Division. Special Publication.
10. SCHNEBERGER, E., AND FUNK, J. L., 1971, “Stream channelization”, a Symposium In: American
Fisheries Society North Central Division. Special Publication(eds)
11. TARPLEE, W.H., LOUDER, D.E., AND WEBER, A.J., 1971, “Evaluation of the effects of channelization
of fish populations in North Carolina’s coastal plain streams.”, In: North Carolina Wildlife
Research Commission: Raleigh.
12. HANSEN, R. D., 1971, “Stream channelization effects on fishes and bottom fauna in the Little Sioux
River, Iowa.”, In: Stream Channelization: a Symposium, Schneberger, E and Funk, J. L. Eds., Am. Fish.
Soc. Spec. Publ n. 2, pp. 29-51.
13. FUNK, J. L., AND RUHR, C. E., 1971, “Stream channelization in the midwest.”, In: Stream
channelization: a symposium, E. Schneberger and J. L. Funk, Eds., N. Cent. Diy. Amer. Fish. Soc., Spec.
Pub. n. 2.
1972
14. CEDERHOLM, C. J., 1972, The short-term physical and biological efects of stream channelization
at Big Beef Creek, Kitsal County,Washington. MSc dissertation, University of Washington, Seattle, WA,
USA.
15. BARTON, J. R., PETERS, E. J., WHITE, D. A. AND WINGER, P. V., 1972, Bibliography on the physical
alteration of the aquatic hábitat (channelization) and stream improvement, Provo, Utah. pp. 30. Brigham
Young Univ. Pub
1973
16. LITTLE, A.D., AND WILKINSON, J.M., 1973, Hearings on Stream Channelization, In: Conservation and
Natural Resources Subcommittee.
80
17. PATRICK, R., 1973, Effects of channelization on the aquatic life of streams. Environmental
Considerations in Planning, Design, and Construction, In: Highway Research Board, Division of
Engineering, National Research Council, National Academy of Sciences-NationalAcademy of Engineering.
Special Report 138. Washington, D.C.
18. BARTON, J.R., AND WINGER, P.V., 1973. A Study Of The Channelization Of The Weber River, Summit
County, Utah., In: Utah Div. of Wildlife Resources and Utah State Dept. of Highways Report.
1974
19. BROOKS, B.R., 1974, Stream modelling to determine the effects of channel modification for fish
hábitat improvement. MSc dissertation, University of Wyoming, Laramie, WY, USA.
20. TRAUTMAN, M. B. AND GARTMAN, D. K., 1974, ”Reevaluation of the effects of man made
modification on Gordon Creek between 1887 and 1973 and especially as regards its fish fauna.”, Ohio
Journal of Science.
1975
21. KELLER, E.A., 1975, “Channelization: a search for a better way.”, Geology, v. 3, n. 5, pp. 246-248.
22. PADGETT, K.J.Jr., 1975, Stream channelization and fish diversity in the Luxapalila River in
Alabama and Mississippi, PhD Dissertation, Mississippi State University, MS, USA.
23. ARNER, D.H., ROBINETTE, H.R., FRASIER, J.E., AND GRAY, M., 1975,“Effects of channel modification
on the Luxapallila River” In: Symposium on Stream Channel Modification, Corning RV, Raleigh RF,
Schuder GD Sr, Wood A (eds), pp. 77–84, Grottoes, VA, USA.
24. PEARSON, R. G., AND JONES, N. V., 1975, “The effects of weed-cutting on the
macroinvertebrate fauna of a canalised section of the River Hull, a Northern English chalk stream.”,
Biological Conservation.
1976
25. MOYLE, P.B., 1976, Some Effects of Channelization on the Fishes and Invertebrates of Rush Creek,
Modoc County, California, In: California Fish and Game.
26. ARNER, D. H., ROBINETTE, H. R., FRASIER, J. E. AND GRAY, M. H. 1976, Effects of channelization of
the Luxapalila River on fish, aquatic invertebrates, water quality, and furbearers. In: Office of Biological
Services, Fish and Wildlife Service, US Department of the Interior, Washington, DC.
27. DUVEL, W., VOLKMAR, R.D., SPECHT, W.I., AND JOHNSON, F.W., 1976, “Environmental impact of
river channelization.”, Water Research Bulletin, v. 12, pp. 799–812.
28. LUND, J.A., 1976, Evaluation of stream channelization and mitigation on the fishery resources of
the St. Regis River, Montana. In: Office of Biological Services, US Department of Interior, Fish and
Wildlife Service, Washington, DC.
29. PARKER, G., AND ANDRES, D., 1976, “Detrimental effects of river channelization.”, In:
Proceedings of the Symposium on Inland Waters for Navigation, Flood Control, and Water Diversions,
American Society of Civil Engineers, pp. 1248- 1266, New York.
30. WINGER, P.V., BISHOP, C.M., GLESNE, R.S., AND TODD, R.M., 1976, Evaluation study of
channelization and mitigation structures in Crow Creek,Franklin County, Tennessee, and Jackson County,
Alabama. In: Final Report for Contract No. AG47 SCS-00141 US Soil Conservation Service,
Nashville.
31. ZIMMER, D. W., AND BACHMAN, R. W., 1976, A study of the effects of stream channelization and
bank stabilization on warm water sport fish in Iowa. The effects of long-reach channelization on hábitat
and invertebrate drift in some Iowa streams, In: Report No. FWS/OBS-76/14, US Fish and Wildlife Serv,
Dept of the Int., Washington, D.C.
32. KELLER, E. A., 1976, “Pools, riffles and channelization” Environmental Geology, v.2, n.2, 119-127.
33. BULKLEY, R.V., et al., 1976, Warmwater Stream Alteration in Iowa: extent, effects on hábitat, fish
and fish food, and evaluation of stream improvement structures, In: FWS/OBS-76- 16 : 39. US Fish and
Wildlife Service, Fort Collins, Colorado.
34. COOPER, C.O., AND WESCHE, T.A., 1976, Stream Channel Modification to Enhance Trout Hábitat
Under Low Flow Conditions, In: Rep No. 58. Water Resources Research Institute, Wyoming
University, Laramie.
35. GOLDEN,M. F. AND TWILLEY, C. E., 1976, “Fisheries investigations of a channelized stream, Big
Muddy Creek watershed. Kentucky”. Trans. Kent. Acad.Sci., v. 37, pp. 85–90.
81
1977
36. CARROLL, J. H., INGOLD, JR., D., AND BRADLEY, M., 1977, “Distribution and species diversity
of summer fish populations in two channelized rivers in northeast Texas.”, Southeast. Nat., v. 22,
pp.128–134.
37. BARNARD, R. S., 1977, Morphology and morphometry of a channelized stream: the case history of Big
Pine Creek Ditch, Benton County, Indiana, In: Technical Report No. 2, Purdue University, Water
Resources Center, West Lafayette, IN.
1978
38. GROEN, C. L. AND SCHMULBACK, J. C. , 1978, “The sport fishery of the unchannelized and
channelized middle Missouri River.”, Transactions of the American Fisheries Society.
39. ZIMMER, D.W., AND BACHMANN, R.W., 1978, “Channelization And Invertebrate Drift In Some
Iowa Streams”, Journal of the American Water Resources Association.
40. GORMAN, O. T. AND KARR, J. R., 1978, “Hábitat Structure and Stream Fish Communities.”, Ecology,
v. 59, n. 3, pp. 507-515.
41. BEST, L. B., VARLAND, K. L. AND DAHLGRCN, R. B., 1978, “Effects of stream channelization
on land-use practices in Iowa.”, Iowa State Journal of Research.
42. GRISWOLD, B.L., EDWARDS, C., WOODS, L. AND WEBER, E., 1978, Some Efects of Stream
Channelization on Fish Populations, Macroinvertebrates, and Fishing in Ohio and Indiana, In:
FWS/OBS-77/46. Washington, D.C.: U.S. Government Printing Office.
43. KELLER, E.A., 1978, ”Pools, Riffles, And Channelization.”, Environmental Geology, V. 2, pp. 119-127.
44. NUNNALLY, N.R., 1978, “Stream renovation: an alternative to channelization.”,
Environmental Management, v. 2, pp. 403-411.
45. SCHMAL, R.N., AND SANDERS, D.F., 1978, Effects of Stream Channelization on Aquatic
Macroinvertebrates. In: Buena Vista Marsh, Portage County, Wisconsin. FWS/OBS-78/92. Washington,
D.C.: U.S. Government Printing Office.
46. POSSARDT, L.D., DODGE, W.E., 1978, “Stream channelization impacts on songbirds and small
mammals in Vermont”, Wildlife Society Bulletin, v. 6, n. 1, pp. 18-24.
47 PEARSON, R. G. & JONES, N. V., 1978, ” The effects of weed-cutting of the
macroinvertebrate fauna of a canalized section of the River Hull, a Northern English Chalk Stream.”,
J. Envir. Mgmt., v. 7, pp. 91–97.
1979
48 ROSENDAHL, P. C., AND WAITE, T.D., 1979, “Transport Characteristics Of Phosphorus In
Channelized And Meandering Streams.”, Journal of the American Water Resources Association.
49 WHITAKER, G.A., McCUEN, R.H., AND BRUSH, J., 1979, “Channel modification and
macroinvertebrate community diversity in small streams.”, Journal of the American Water Resources
Association.
50 RITTER, D. F., 1979, “The effects of channelization on a high-energy river.”,
Environmental Geology, v. 3, pp. 29-38.
1980
51 SCHOOF, R., 1980, “Environmental impact of channel modification”, Water Resources Bulletin,
v. 16, n. 4 (Aug), pp. 697-701.
52 CHAPMAN, D.W., AND KNUDSEN, E., 1980, “Channelization and livestock impacts on
salmonid hábitat and biomass in western Washington.”, Transactions of the American Fisheries Society.
v. 109, pp. 357–363.
53 MAKI, T.E., WEBER, A.J., HAZEL, D.W., HUNTER, S.C., HYBERG, B.T., FIINEHUM, D.M., LOLLIS,
J.P., ROGNSTAD, J.B., AND GREGORY, J.D., 1980, Efects of Stream Channelization on Bottomland and
Swamp Forest Ecosystems, In: Water Resources Research Institute Report No. 147. University of
North Carolina, Raleigh.
54 SWALES, S., 1980, Investigations into the effects of river channel works on the ecology of
fish populations. Ph.D. Dissertation. University of Liverpool, Liverpool, UK.
55 WYDOSKI, R.S., AND HELM, W.T., 1980, Effects of Alterations to Low Gradient Reaches of
Utah Streams. In: FWS/OBS-80/14. Washington, D.C.: U.S. Government Printing Office.
1982
82
57 SIMPSON, P.W., NEWMAN, J.R., KEIRN, M.A., MATTER, RM; AND GUTHRIE, P.A., 1982, Manual
of Stream Channelization Impacts on Fish and Wildlife, In: US Dept Interior, Office of Biological Services,
Fish and Wildlife Service FWS/OBS-82/24. Washington DC, USA.
58 BARNARD, R.S., MELHORN, W.N., 1982, ” Morphologic and morphometric response to
channelization: the case history of Big Pine Creek Ditch, Benton County”, Indiana, In: Craig,. R. G. and
Craft, J. L. Eds, Applied Geomorphology, London: Allen and Unwin, pp. 224-39.
59 GRISWOLD, B.L., EDWARDS, C.J., AND WOODS, L.CIII, 1982, “Recolonization of
macroinvertebrates and fish in a channelized stream after a drought.”, Ohio Journal of Science.
60 HORTLE, K. G., AND LAKE, P. S., 1982, ”Macroinvertebrate assemblages in channelized
and unchannelized sections of the Bunyip River, Victoria.”, Australian Journal of Marine and
Freshwater Research, v. 33, n. 6, pp. 1071-1082.
61 SWALES, S., 1982, “Environmental effects of river channel works used in land drainage
improvements.”, J. Envir. Mgmt., v. 14, pp. 103-126.
62 SWALES, S., 1982, “A 'before and after' study of the effects of land drainage works on
fish stocks in the upper reaches of a lowland river.”, Aquaculture Research, v. 11, n. 3, pp. 105-114.
63 SCHLOSSER, I. J., 1982, “Trophic structure, reproductive success, and growth rate of fishes in
a natural and modified headwater stream.”, Can. J. Fish. Aquat. Sci, v. 39, pp. 968-978.
1983
64 HORTLE, K. G. AND LAKE, P. S., 1983, “Fish of channelized and unchannelized sections of
the Bunyip River, Victoria.”, Australian Journal of Marine and Freshwater Research, v. 34, pp. 441-
450.
65 BROOKES, A., GREGORY, K.J., DAWSON, F.H., 1983, ” An Assessment of River
Channelization in England and Wales.”, The Science of the Total Environment, v. 27,pp. 97-111.
66 BROOKES, A., 1983, River channelization in England and Wales: downstream consequences
for the channel morphology and aquatic vegetation, University of Southampton, Southampton, U.K.
1984
67 EDWARDS, C. J., GRISWOLD, B. L., TUBB, R. A., WEBER, E. C. AND WOODS, L. C., 1984,
“Mitigating effects of artificial riffle and pools on the fauna of a channelized warmwater
stream.”, N. Am. J. Fish. Manage, v. 4, pp. 194–203.
68 EDWARD J. H., 1984, “Vegetation And River Channel Dynamics.”, The Canadian
Geographer, v. 28, pp. 111–126.
69 HARVEY, M.D., WATSON, C.C., AND SCHUMM, S.A., 1984, “Channelized streams: an analog
for the effects of urbanization.”, In: International symposium on urban hydrology, hydraulics and
sediment control.
70 KELLER, E. A. AND BROOKES, A. 1984, “Consideration of meandering in channelization
projects: selected observations and judgements.”, In: Proceedings of the Conference Rivers: River
Meandering.
71 HICKIN. E.J., 1984, “Vegetation And River Channel Dynamics.”, The Canadian
Geographer, v. 28, n. 2, pp. 111-126.
1985
72 CARLINE, R. F. AND KLOSIEWSKI, S. P., 1985, “Responses of fish populations to
mitigation structures in two small channelized streams in Ohio.”, N. Am. J. Fish. Manage.,v. 5, pp. 1–11.
73 WESCHE, T. A., 1985, “Stream channel modifications and reclamation structures to
enhance fish hábitat”. In: Gore, J.A. (ed), The Restoration of Rivers and Streams: Theories and
Experience, chapter 5, Boston, MA, USA, Butterworth, Stoneham.
74 MacCARTHY, D.T., 1985, ” The adverse effects of channelization and their amelioration.”,
Symposium on Hábitat Modification and Freshwater Fisheries, Aarhus, Denmark.
75 BROOKES, A., 1985, ”Traditional engineering methods, physical consequences and
alternative practices.”, Progress in Physical Geography, v. 9, pp. 44 -73.
1986
76 PORTT, C. B., BALON, E. K. AND NOAKES, D. L. G., 1986, ” Biomass and production of fishes
in natural and channelized stream”, Can. J. Fish. Aquat. Sci
83
77 BROOKES, A., 1986, “Response of aquatic vegetation to sedimentation downstream from
channelization works in England and Wales.”, Biological Conservation, v. 38, pp. 352-367.
1987
78 BROOKES, A., 1987, “The distribution and management of channelized streams in
Denmark.”, Regulated Rivers: Research and Management, v. 1, pp. 3-16.
79 BROOKES, A., 1987, “Recovery and adjustment of aquatic vegetation within
channelization works in England and Wales.”, Journal of Environmental Management, v. 24, pp.
365-382.
80 BROOKES, A., 1987. “River channel adjustment downstream from channelization works in
England and Wales.”, Earth Surface Processes and Landforms, v. 12, pp. 337–351.
81 SMITH, C. M., 1987, “Sediment, phosphorus, and nitrogen in channelised surface run-off
from a New Zealand pastoral catchment.”, New Zealand Journal of Marine and Freshwater Research, v.
21, pp. 627-639.
82 BROOKES, A., 1987, ”Restoring the sinuosity of artificially straightened stream channels”,
Journal Environmental Geology, v. 10, n. 1, pp. 33-41.
1988
83 BROOKES, A., 1988, ”Channelized Rivers: Perspectives for Environmental Management”,
In: Wiley, Chichester. Brookes, A. and Shields, FD, Eds. New York, USA.
84 SWALES, S., 1988, ” Fish populations of a small lowland channelized river in England
subjected to long-term river maintenance and management works.”, Regulated Rivers: Research and
Management, v. 2, pp. 493–506.
85 BOON, P. J., 1988, “The impact of river regulation on invertebrate communities in the
U.K.”, Regulated Rivers: Research and Management, v. 2, pp. 389 – 409.
86 SCARNECCHIA, D. L., 1988, ” The importance of streamlining in influencing fish
community structure in channelized and unchannelized reaches of a prairie stream.”, Regulated Rivers:
Research and Management, v. 2, pp. 155-166.
87 BROWN, R. G., 1988, “Effects of wetland channelization on runoff and loading.”,
Wetlands, v. 8, pp. 123-133.
1989
88 SIMON, A., 1989, “The Discharge Of Sediment In Channelized Alluvial Streams”,
Journal of the American Water Resources Association, v. 36, n. 1, pp. 133-150.
89 PEETERS, E. T. H. M., AND TACHET, H. 1989, ”Comparison of macrobenthos in braided
and channelized sectors of the Drôme River, France.”, Regulated Rivers: Research and Management, v.
4, pp. 317-325.
90 RAPLI´K, M., VY´BORA, P., AND MARES', K., 1989, “River Channelization.”, Alfa Bratislava.
1990
91 ESSERY, C. I., AND WILCOCK, D.N., 1990, “The impact of channelization on the hydrology of
the upper river main, county antrim, northern Ireland - a long term case study.”, Regulated Rivers:
Research and Management, v. 5, pp. 17-34.
92 RHOADS, B.L., 1990, “The impact of stream channelization on the geomorphic stability of
an arid-region river.”, National Geographic Research, v. 6, pp. 157–177.
1991
93 SHANKMAN, D., AND SAMSON, S. A., 1991, “Channelization Effects On Obion River
Flooding, Western Tennessee.”, Water Resources Bulletin, V. 27, pp. 247–54.
94 SHIELDS, F. D., AND HOOVER, Jr, J. J., 1991, “Effects of channel restabilization on
hábitat diversity, twentymile creek, Mississippi.”, Regulated Rivers: Research and Management, v. 6,
n. 3, pp. 163–181.
95 WILCOCK, D. N., AND ESSERY, C. I., 1991, “Environmental impacts of channelization on the river
main, County Antrim, Northern Ireland”, Journal of Environmental Management, v. 32, n. 2 (Mar), pp.
127-143.
84
96 SHIELDS, F.D. AND HOOVER J.J. Jr, 1991, “Effects of channel restabilization on hábitat
diversity, Twentymile Creek, Mississippi.””, Regulated Rivers: Research and Management, v. 6, n. 3, pp.
163 – 181.
97 PETERSEN, L.B.-M. AND PETERSEN R.C., 1991, “Short term retention properties of
channelized and natural streams.”, Limnologie, v. 24 , pp. 1756–1759.
1992
98 HUPP, C. R., 1992, “Riparian vegetation recovery patterns following stream
channelization; a geomorphic perspective.”, Ecology, v. 73, pp. 1209–1226.
99 DARBY, S.E., AND THORNE, C.R., 1992, “Impact of channelization on the mimmshall brook,
Hertfordshire, Uk.”, Regulated Rivers: Research and Management, v. 1, pp. 211-227.
100 ERSKINE, W. D., 1992, ” Channel response to large-scale river training works: hunter river,
Australia.”, Regulated Rivers: Research and Management, v. 1, pp. 261-278.
101 DETENBECK, N. E., DEVORE, P.W., NIEMI, G.J. AND LIMA, A., 1992, “Recovery of temperate-
stream fish communities from disturbance: A review of case studies and synthesis of theory.”,
Environmental Management, v. 16, n. 1, pp. 33-53.
102 QUINN, J.M, WILLIAMSON, R.B., SMITH, R.K., et al., 1992, “Effects of riparian grazing and
channelisation on streams in Southland, New Zeland 2. Benthic invertebrates”, New Zealand Journal of
Marine and Freshwater Research, v. 26, n. 2, pp. 259-273.
103 WILLIAMSON, R.B., SMITH, R.K., AND QUINN, J.M., 1992, “Effects of riparian grazing and
channelization on streams in Southland, New Zealand.”, 1. Channel form and stability, New Zealand
Journal of Marine and Freshwater Research, v. 26, pp. 241–258.
104 SHANKMAN, D. AND PUGH, T. B., 1992, “Discharge response to channelization of a coastal
plain stream.”, Wetlands, v. 12, pp. 157–162.
105 SIMON, A. S. AND HUPP, C. R., 1992, Geomorphic and vegetative recovery processes
along modified stream channels of WestTennessee. U.S., In: Geological Survey Report 91-502, USA.
1993
106 BRITTAIN, J. E., EIE, J.A., BRABRAND, A, SALTVEIT, S.J. AND HEGGENES, J., 1993, “Improvement
of fish hábitat in a Norwegian river channelization scheme.”, Regulated Rivers: Research and
Management, v. 8, pp. 189-194.
107 HUBBARD, W.D, JACKSON, D.C., AND EBERT, D.J., 1993, “Channelization.”, In: Bryan CF,
Rutherford DA. Eds., Impacts on Warmwater Streams: Guidelines for Evaluation, Southern Division,
American Fisheries Society: Little Rock, Arkansas; 135–155.
108 MATTINGLY, R.L., HERRICKS, E.E., AND JOHNSTON, D.M., 1993, ”Channelization and levee
construction in Illinois: review and implications for management”. Journal of Environmental
Management, v. 17, pp. 781–795.
1994
109 GREGORY, K. J., GURNELL, A. M., HILL, C. T., AND TOOTH, S., 1994, ”Stability of the pool-riffle
sequence in changing river channels.”, Regulated Rivers: Research and Management, v. 9, pp. 35–43.
110 SHIELDS, F., KNIGHT, S. AND COOPER, C. M., 1994, ”Effects of channel incision on
base flow stream hábitats and fishes.”, Environmental Management, v. 40, n. 1, pp. 62-79.
1995
111 PETERSON, M. S. AND VANDERKOOY, S. J., 1995. “Phenology and spatial and temporal
distribution of larval fishes in a partially channelized warmwater stream.”, Ecol. Freshw. Fish. v.4, pp.
93-105.
112 JURAJDA, P., 1995, “Effect of channelization and regulation on fish recruitment in a flood
plain river.”, Regulated Rivers: Research and Management, v. 10. pp. 207 – 215.
113 WASSON, J.G., MALAVOI, J.R, MARIDET, L, SOUCHON, Y, AND PAULIN, L., 1995,
Ecological Impact of River Channelization, In: Cemagref: Antony, France.
114 KUBICEK, F., HELESIC, J., AND KOMA´REK, O., 1995, ” The benthic community in
artificial concrete channels”, Brun. Biol.
85
115 ARMITAGE, P.D, AND PARDO, I., 1995, “Impact assessment of regulation at the reach level
using macroinvertebrate information from mesohábitats.”, Regulated Rivers: Research and
Management, v. 10, pp. 147–158.
116 TOTH, L. A, ARRINGTON, D. A., BRADY, M. A., AND MUSZICK, D. A., 1995, “Conceptual
evaluation of factors potentially affecting restoration of hábitat structure within the channelized
Kissimmee River ecosystem”, Restoration Ecology, v. 3, n. 3 (Sep), pp. 160-180.
117 REINFELDS, I., RUTHERFURD, I., AND BISHOP, P., 1995, “History and effects of
channelisation on the Latrobe River, Victoria.”, Australian Geographical Studies, v. 33, n. 1, pp. 60-
76.
1996
118 SHANKMAN, D., 1996, “Stream channelization and changing vegetation patterns in the U.S.
coastal plain.”, Geographical Review, v. 86, pp. 216–233.
1997
119 GILVEAR, D. AND BRADLEY, S., 1997, “Geomorphological Adjustment Of A Newly
Engineered Upland Sinuous Gravel-Bed River Diversion: Evan Water, Scotland.”, Regulated Rivers:
Research and Management, v. 13, pp. 377-389.
120 NAKAMURA, F., SUDO, T., KAMEYAMA, S., AND MIEKO, J., 1997, “Influences of channelization
on discharge of suspended sediment and wetland vegetation in Kushiro Marsh, northern Japan.”,
Geomorphology, v. 18, pp. 279–289.
121 NEWBURY, R., GABOURY, M., BATES, D., 1997, “Restoring hábitats in channelized or
uniform streams using riffle and pool sequences.” In: Slaney, P.A., Zaldokas, D. Eds., Fish Rehabilitation
Procedures. Watershed Restoration Technical Circular, v. 9. British Columbia Ministry of Environment,
Lands and Parks, Vancouver,BC.
1998
122 SHIELDS, F. D., JR., KNIGHT, S. S., AND COOPER, C. M., 1998, “Rehabilitation of aquatic hábitats
in warmwater streams damaged by channel incision in Mississippi”, Hydrobiologia, v. 382, pp. 63–86.
123 VOUGHT, L. B.-M., A. KULLBERG AND R. C. PETERSEN. 1998 Effect of riparian
structure, temperature and channel morphometry on detritus processing in channelized and natural
woodland streams in southern Sweden Aquat. Conserv.
124 STEIGER, J., JAMES, M. AND GAZELLE, F., 1998, “Channelization and consequences on floodplain
system functioning on the Garonne River, SW France.”, Regulated Rivers: Research and Management, v.
14, pp. 13–23.
1999
125 JURAJDA, P., 1999, “Comparative Nursery Hábitat Use By 0+ Fish In A Modified Lowland
River.”, Regulated Rivers: Research and Management, v. 15, pp. 113-124.
2000
126 PUNCHARD, N.T., PERROW, M.R., JOWITT, A.J.D., 2000, “Fish hábitat associations, community
structure, density and biomass in natural and channelised lowland streams in the catchment of the River
Wensum UK”. In: Cowx, I.G. (ed), Management and Ecology of River Fisheries, Oxford, UK, Fishing News
Books.
127 BIS, B., ZDANOWICZ, A., AND ZALEWSKI, M., 2000, “Effects of catchment properties
on hydrochemistry, hábitat complexity and invertebrate community structure in a lowland river.”,
Hydrobiologia, v. 422, pp. 369–387.
2001
128 AGUIAR, F.C., FERREIRA, M.T. AND MOREIRA, I., 2001, “Exotic and native vegetation
establishment following channelization of a western Iberian river.”, Regulated Rivers: Research &
Management, v. 17, pp. 509-526.
129 CORBACHO, C., AND SÁNCHEZ, J. M., 2001, “Patterns Of Species Richness And
Introduced Species In Native Freshwater Fish Faunas Of A Mediterranean-Type Basin: The Guadiana
River(Southwest Iberian Peninsula).”, Regulated Rivers: Research And Management, v. 17, pp. 699-707.
86
130 WYZGA, B., 2001, “Impact Of The Channelization-Induced Incision Of The Skawa And
Wisloka Rivers, Southern Poland, On The Conditions Of Overbank Deposition.”, Regulated Rivers:
Research and Management, v. 17, pp. 85-100.
131 JURAJDA, P., REICHARD, M., HOHAUSOVA,´ E., AND CERNY, J., 2001, “Comparison of 0+
fish communities between regulated-channelized and floodplain stretches of the river Morava.”, Archiv
fur Hydrobiologie, Supplementband 135, Large Rivers 12, n. 2-4, pp. 187-202.
132 JORDAN, F AND ARRINGTON, D. A., 2001, “Weak Trophic Interactions Between Large
Predatory Fishes And Herpetofauna In The Channelized Kissimmee River, Florida, USA.”,
Wetlands, v. 21, pp. 155–159.
133 FRANKLIN, S.B., KUPFER, J.A., PEZESHKI, S.R., SCHEFF, T., HANSON, R., AND GENTRY, R.,
2001, “A comparison of hydrology and vegetation between a channelized stream and a
nonchannelized stream in western Tennessee.”, Physical Geography, v. 22, pp. 254–74.
134 FRANKLIN, S.B., KUPFER, J.A., PEZESHKI, S.R., VAN GESTEL, N., AND GENTRY, R., 2001,
“Channelization effects on floodplain functions in western Tennessee.”, In: R. A. Falconer and
W. R. Blain Eds. River Basin Management. WIT Press, Southhampton, Boston, MA, USA. p. 189–201.
2002
135 NAKAMURA, F., JITSU, M., KAMEYAMA, S., AND MIZUGAKI, S., 2002, “Changes in riparian
forests in the Kushiro Mire, Japan, associated with stream channelization”, River Research and
Applications, v. 18, n. 1 (Jan-Feb), pp. 65-79.
136 PISUT, P., 2002, “Channel Evolution Of The Pre-Channelized Danube River In
Bratislava, Slovakia (1712–1886).”, Earth Surface Processes and Landforms, v. 27, n. 4, pp. 369-390.
137 ZIKA, U., AND PETER, A., 2002, “The introduction of woody debris into a channelized stream:
effect on trout populations and hábitat”, River Research and Applications, v. 18, n. 4 (Jul-Aug), pp. 355-
366.
138 NEGISHI, J.N., INOUE, M., NUNOKAWA, M., 2002, “Effects of channelisation on stream hábitat
in relation to a spate and flow refugia for macroinvertebrates in northern Japan”, Freshwater Biology, v.
47, n. 8 (Jul), pp. 1515-1529.
139 STEED, R., PLYLER, J. AND BUCKNER, E., 2002, “The bottomland hardwoods of the Hatchie
River, the only unchannelized Mississippi River tributary.”, In: K. W. Oucalt Eds. Proceedings of the
eleventh biennial southern silvicultural research conference. US Department of Agriculture, Forest
Service, Southern Forest Experiment Station, Asheville, NC, USA. Gen. Tech Report SRS-48. p. 543–47.
140 TALBOT, T., AND LAPOINTE, M., 2002, “Modes of response of a gravel bed river to
meander straightening: The case of the Sainte-Marguerite River, Saguenay Region, Quebec, Canada”,
Water Resources Research, v. 38, n. 6, pp. 1073.
141 TALBOT, T., AND LAPOINTE, M., 2002, “Numerical modeling of gravel bed river response
to meander straightening: The coupling between the evolution of bed pavement and long profile.”,
Water Resources Research, v. 38, n. 6, pp. 1074.
2003
142 RABORN, S. W. AND SCHRAMM, H. L. JR., 2003, “Fish assemblage response to recent
mitigation of a channelized warmwater stream.”, River Research And Applications, v. 23, n. 9, pp.
1038-1047.
143 LANDWEHR, K. AND RHOADS, B. L., 2003, “Depositional Response Of A Headwater
Stream To Channelization, East Central Illinois, USA.”, River Research And Applications, v. 19, pp.
77-100.
144 MENEKS, M.L., VONDRACEK, B., HATCH, J., 2003, “Larval fish as indicators of reproductive
success in unchannelized and channelized tributaries of the Red River Basin, Minnesota”, Journal of
Freshwater Ecology, v. 18, no. 1 (Mar), pp. 141-154.
2004
145 PILCHER, M, W., COOP, G.H., SZOMOLAI, V., 2004, “A comparison of adjacent natural and
channelised stretches of a lowland river”, Biologia Bratislava, v. 59, n. 5, pp. 669-673.
2005
87
146 BINDER, W., 2005, “The rehabilitation of the Isar in Munich: a channelized river back to
nature.”, In: J. T. Toubier and J. Schanze, Eds., Urban river rehabilitation: proceedings of the
International Conference on Urban River Rehabilitation (Dresden, 2005). Leibnitz Institute of Ecological
and Regional Development, Dresden, Germany. Pages 290-295.
147 OSWALT, S.N., AND KING, S.L., 2005, “Channelization and floodplain forests: Impacts of
accelerated sedimentation and valley plug formation on floodplain forests of the Middle Fork Forked
Deer River, Tennessee, USA.”, Forest Ecology & Management, v. 215, pp. 69–83.
148 BOULTON, M., 2005, Spatio-temporal patterns of geomorphic adjustment in channelized
tributary streams of the Lower adjustment in channelized tributary streams of the Lower Hatchie River
basin, West Tennessee. Ph.D. Dissertation. University of Tennessee, Knoxville, TN, USA.
149 BECHTOL, V AND LAURIAN, L., 2005, “Restoring straightened rivers for sustainable flood
mitigation.”, Disaster Prevention and Management, v. 14, pp. 6–19.
2006
150 LAU, J.K., LAUER, T.E., AND WEINMAN, M.L., 2006, “Impacts of Channelization on
Stream Hábitats and Associated Fish Assemblages in East Central Indiana”, The American Midland
Naturalist, v. 156, n. 2 (Oct), pp. 319-330.
151 KONDOLF, G. M., 2006, “River Restoration and Meanders.”, Ecology and Society, v. 11,
n. 2, p. 42.
152 NAKANO, D. AND NAKAMURA, F., 2006, “Responses Of Macroinvertebrate Communities To
River Restoration In A Channelized Segment Of The Shibetsu River, Northern Japan.”, River Research
And Applications, v. 22, n. 6, pp. 681-689.
2007
153 BOMBINO, G., GURNELL, A.M., TAMBURINO, V., ZEMA, D.A., AND ZIMBONE, S.M., 2007,
“A Method For Assessing Channelization Effects On Riparian Vegetation In A Mediterranean
Environment.”, River Research And Applications, v. 23, pp. 613–630.
154 PIERCE, A.R., AND KING, S.L., 2007, “The Influence Of Valley Plugs In Channelized
Streams On Floodplain Sedimentation Dynamics Over The Last Century.”, Wetlands, v. 27, n. 3, pp.
631-643.
2008
155 HUCKSTORF, V., LEWIN, W., AND WOLTER, C., 2008, “Environmental flow methodologies to
protect fisheries resources in human-modified large lowland rivers.”, River Research and Applications, v.
19, n. 5 (Jun), pp. 619-639.
156. LESTER, R. AND BOULTON, A., 2008, “Rehabilitating Agricultural Streams in Australia with Wood: A
Review.”, Environmental Management, v. 42, n. 2, pp. 310-332.
2009
157. FRANKLIN, S.B., KUPFER, J.A., PEZESHKI, S.R., GENTRY, R AND SMITH, R.D, 2009, “Complex Effects
Of Channelization And Levee Construction On Western Tennessee Floodplain Forest Function.”,
Wetlands, v. 29, n. 2, pp. 451-464.
158. HORSAK, A., BOJKOVÁ, J., ZAHRÁDKOVÁ, S., et al., 2009, “Impact of reservoirs and channelization
on lowland river macroinvertebrates: A case study from Central Europe”, Limnologica - Ecology and
Management of Inland Waters, v. 39, n. 2 (May), pp. 140-151.
159. SMILEY, P.C. Jr., GILLESPIE, R.B., KING, K,W., AND HUANG, C., 2009, “Management implications
of the relationships between water chemistry and fishes within channelized headwater streams in the
midwestern United States”, Ecohydrology, v. 2, n. 3 (Sep), pp. 294-302.
88
APÊNDICE 2.
Protocolo de Campo – Caracterização de trechos naturais e retificados
(Protocolo de avaliação ambiental visual da EPA, traduzido para uso do
Laboratório de Avaliação e Promoção da Saúde Ambiental da Fundação Osvaldo
Cruz)
Data: __________________ Hora Início:________________ Hora Final:_________________
Local: ____________________________________________________Código Local:____________
Responsável pela ficha:_____________________________________________________________
Equipe:__________________________________________________________________________
Descrição do clima
Condições climáticas no momento:
Chuvas recentes
No local
Na cabeceira
Comportamento do rio nos últimos dias:
Nível do rio no momento:
Aspecto da água
Descrição morfológica do trecho (2 km)
Forma do vale
Tipo de planície de inundação:
Observações:
TRANSECTO 1
Largura: m
Altitude:
Fotos:
Coordenadas:
Velocidade média (m/seg)
Profundidade (cm)
Substrato (%)
Condutividade (Ms)
Temperatura
(ºC)
1
2
3
4
5
Caracterização
Impactos locais sobre o fluxo
Uso local do terra
Fatores que afetan estabilidade do barranco
Extensão longitudinal da vegetação ripária
Esq.
Dir.
Composição da zona ripária (%)
Árvores (> 10 m altura)
Árvores (< 10 m de altura)
Arbustos
ervas
Vegetação ripária (%):
exótica
nativa
Extensão da vegetação rasteira da margem (%)
Nada
Leve
Moderada
Extensa
Sombreamento do canal:
Grau de perturbação total da vegetação
Forma do canal:
Barreiras físicas à passagem dos peixes:
Modificações do canal:
Tipo de barra:
Deposição: %
Declividade do barranco
Esq.
Dir.
Forma do barranco
Esq.
Dir.
Afloramento de rochososo do leito nas margens:
Esq.
Dir.
Erosão %
Esq.
Dir.
89
AVALIAÇÃO AMBIENTAL VISUAL (AAV)
Parâmetros ambientais
Categorias
Ótimo
Bom
Regular
Ruim
1. Substrato para animais que
vivem no fundo dos rios /
Cobertura disponível
Mais de 50% do ambiente
favorável para colonização de
animais bentônicos e abrigos
para peixes; presença de
gravetos e troncos; margem do
rio sem quebras na vegetação,
substratos estáveis.
30- 50% mistura de ambientes
estáveis, potencialmente
preparados para colonização;
hábitat adequado para
sustentar as populações;
grande presença de folhas
recém caídas ainda
despreparadas para
colonização.
10- 30% mistura de ambientes
estáveis com disponibilidade
de hábitats menor do que o
desejado, substrato
freqüentemente removido ou
perturbado.
Menos de 10% de ambientes
estáveis; ausência de
hábitats adequados para
colonização; substrato
instável ou deficiente.
Pontuação
20
19
18
17
16
15
14
13
12
11
10
9
8
7
6
5
4
3
2
1
0
2. Tipo de substrato no fundo
das poças
Mistura de materiales no
substrato, com grava e areia
firme dominando. E comun a
prescencia de raízes, folhas e
vegetação submersa.
Mistura de areia fina, lodo,
argila. O lodo pode ser
dominante. Há presença de
raízes, folhas e vegetação
submersa.
Todo o sustrato é lodo, ou
argila, ou areia. Pouca
presença de vegetação
submersa.
Forte capa de argila no
fundo. Sem vegetação
submersa.
Pontuação
20
19
18
17
16
15
14
13
12
11
10
9
8
7
6
5
4
3
2
1
0
3. Variabilidade das poças
Quantidade Igual de tipos de
poças presentes: grandes e
rasas; grandes e profundas;
pequenas e rasas; pequenas e
profundas.
Maioria das poças grandes e
profundas. Poucas são rasas.
Poças rasas muito mais
comuns que as profundas.
A maioria das poças são
pequenas e rasas, ou estão
ausentes.
Pontuação
20
19
18
17
16
15
14
13
12
11
10
9
8
7
6
5
4
3
2
1
0
4. Deposição de Sedimentos
Pequena ou sem ampliação de
ilhas ou de barreiras de areia;
menos de 20% do fundo
afetado por deposição de
sedimentos.
Alguns novos pontos com
aumento na formação de
barreiras; a maior parte
formada por areia e
sedimento fino; 20-50% do
fundo afetado, com pequenas
deposições nos poços.
Deposição moderada de areia
ou sedimento fino nas
barreiras; 50-80% do fundo
afetado, depósito de
sedimentos em obstrução,
constrição e inclinação;
deposição moderada nos
poços.
Grande deposição de
sedimento fino, aumento do
desenvolvimento de
barreiras; mais de 80% do
fundo instável; quase todos
os poços ausentes devido ao
grande depósito de
sedimentos.
Pontuação
20
19
18
17
16
15
14
13
12
11
10
9
8
7
6
5
4
3
2
1
0
5. Status do canal de água
corrente
Alcance da água no limite do
seu leito normal e quantidaade
de substrato expostos mínimos.
A água preenche >75% do
canal disponível ou <25% do
substrato está exposto.
A água preenche 25-75% do
canal disponível, e/ou quase
todo substrato de corredeira
está exposto.
Pouca água nos canais e a
maioria desta presente
como poços permanentes.
Pontuação
20
19
18
17
16
15
14
13
12
11
10
9
8
7
6
5
4
3
2
1
0
6.Alterações do canal
Ausência de canalizações ou
drenagens, rio com padrões
normais.
Algumas canalizações
presentes, geralmente em
áreas próximas a pontes;
podem existir evidências de
canalizações passadas, mas
sem sinais de canalização
recente.
Grande trecho canalizado,
formação de barreiras de
areia nas duas margens; de
40-80% do trecho do rio
canalizado ou modificado.
Margens cimentadas; mais
de 80% do rio canalizado e
modificado. Grande parte
dos hábitats aquáticos
alterados ou removidos.
Pontuação
20
19
18
17
16
15
14
13
12
11
10
9
8
7
6
5
4
3
2
1
0
7. Sinuosidade do canal
As curvas aumentam o
comprimento em 3 a 4 vezes do
que seria se fosse em linha
reta.
As curvas aumentam o
comprimento do rio de 3 a 4
vezes do que seria se fosse em
linha reta.
As curvas do rio aumentam
seu comprimento de 1 a 2
vezes do que seria se fosse em
linha reta.
Canal reto, uma distancia
consideravel foi canalizada.
Pontuação
20
19
18
17
16
15
14
13
12
11
10
9
8
7
6
5
4
3
2
1
0
8. Estabilidade das margens
Nota: determinar as margens
esquerda e direita olhando em
direção a foz.
Margens estáveis; ausência de
erosão ou falhas nas margens;
chances remotas para futuros
problemas. < 5% da margem
afetada.
Estabilidade moderada;
pequenas áreas de erosão,
com sinais de recuperação. 5-
30% da margem com áreas de
erosão.
Instabilidade moderada 30-
60% do banco no trecho tem
áreas de erosão, grande
potencial de erosão durante
enchentes.
Instável; muitas áreas
erodidas, áreas nuas
freqüentes ao longo do
trecho. 60-100% da margem
com marcas de erosão.
Pontuação__ (MD)
Dir
10
9
8
7
6
5
4
3
2
1
0
Pontuação__ (ME)
Esq
10
9
8
7
6
5
4
3
2
1
0
90
9. Cobertura Vegetal
Mais de 90% da margem e da
mata ciliar composta por
vegetação nativa, incluindo
árvores de grande porte,
arbustos e macrófitas; ausência
de pastos e campos no trecho.
70-90% da margem e da mata
ciliar composta por vegetação
nativa; modificação da
vegetação evidente.
50-70% da margem coberta
por vegetação; modificação da
vegetação óbvia; manchas de
solos nus ou com vegetação
roçada.
Menos de 50% da superfície
da margem coberta por
vegetação; vegetação muito
alterada; ausência de
vegetação nativa.
Pontuação__ (MD)
Dir
10
9
8
7
6
5
4
3
2
1
0
Pontuação__ (ME)
Esq
10
9
8
7
6
5
4
3
2
1
0
10. Extensão da mata ciliar
Largura da mata ciliar maior do
que 18m; atividades humanas
não causam impactos à área.
Largura da mata ciliar de 12-
18m; atividades humanas
causam impactos mínimos à
área.
Largura da mata ciliar de 6-
12m; atividades humanas
causam grandes impactos à
área.
Largura da mata ciliar menor
do que 6m; atividades
humanas eliminaram a mata
ou reduziram-na
drasticamente.
Pontuação__ (MD)
Dir
10
9
8
7
6
5
4
3
2
1
0
Pontuação__ (ME)
Esq
10
9
8
7
6
5
4
3
2
1
0
91
APÊNDICE 3.
Protocolo de Campo – MICRO-HÁBITAT rio MACAE
Data: ________________________ Responsável pela ficha:_____________________________________
Local: ____________________________________ Código Local:_____________ Altitude:____________
Substrato: 1: Pedra 2: Grava 3: Areia 4: Lodo
Vegetação submersa: 1:Capim 2:Macrófitas 3:Algas 4:Raízes 5:Galhos 6:sem
Vegetação Ripária:
1:Árvores grandes(>10 m) 2:Árvores pequenas(< 10 m) 3:Arbustos 4:Capim 5:sem
Extensão Longitudinal da vegetação ripária:
1:Contínua 2:Semi contínua 3:Grupos ocasionais 4:Espaçados regularmente 5:Isolados 6:sem
Sombreamento: 1:>76% 2:51-75% 3:26-50% 4:6-25% 5:<5%
Transparência: 1: Clara 2: Média 3 : Escura
Margem Direita (MD) Área de: Deposição_____ Erosão____ ; Hora de inicio:______ Finalização: ______
Coordenadas Iniciais: Long.__________________ Lat._________________
Coordenadas finais: Long.__________________ Lat._________________
Metros
000___
020___
040___
060___
080___
100___
120___
140___
160___
180___
Profundidade
Velocidade
Temperatura
Condutividade
Substrato
Vegetação submersa
Vegetação Ripária
Extensão Longitudinal
Vegetação Ripária
Sombreamento
Margem Esquerda (MD) Área de: Deposição_____ Erosão____ ; Hora de inicio:______ Finalização: ______
Coordenadas Iniciais: Long.__________________ Lat._________________
Coordenadas finais: Long.__________________ Lat._________________
Metros
000___
020___
040___
060___
080___
100___
120___
140___
160___
180___
Profundidade
Velocidade
Temperatura
Condutividade
Substrato
Vegetação submersa
Vegetação Ripária
Extensão Longitudinal
Vegetação Ripária
Sombreamento
92
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
