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UNIVERSIDADE FEDERAL DE MINAS GERAIS
INSTITUTO DE CIÊNCIAS BIOLÓGICAS
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM ECOLOGIA,
CONSERVAÇÃO E MANEJO DE VIDA SILVESTRE
TESE DE DOUTORADO
MIGRAÇÃO VERTICAL DIÁRIA E CASCATA TRÓFICA EM
CORPOS AQUÁTICOS TROPICAIS: INFLUÊNCIA DA
LARVA DO DÍPTERO CHAOBORUS
JOSÉ FERNANDES BEZERRA NETO
Orientador:
Prof. Dr. Ricardo Motta Pinto-Coelho
Novembro de 2007
ii
UNIVERSIDADE FEDERAL DE MINAS GERAIS
INSTITUTO DE CIÊNCIAS BIOLÓGICAS
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM ECOLOGIA,
CONSERVAÇÃO E MANEJO DE VIDA SILVESTRE
MIGRAÇÃO VERTICAL DIÁRIA E CASCATA TRÓFICA EM
CORPOS AQUÁTICOS TROPICAIS: INFLUÊNCIA DA
LARVA DO DÍPTERO CHAOBORUS
JOSÉ FERNANDES BEZERRA NETO
Tese apresentada ao Programa de Pós-Graduação
em Ecologia, Conservação e Manejo de Vida
Silvestre, Instituto de Ciências Biológicas,
Universidade Federal de Minas Gerais, como
parte dos requisitos para a obtenção do título de
Doutor em Ecologia, Conservação e Manejo de
Vida Silvestre.
Orientador: Prof. Dr. Ricardo Motta Pinto Coelho
Belo Horizonte – MG
Novembro/2007
iii
Este trabalho é dedicado à minha esposa Kátia...
Pelo excesso de paciência nesta longa jornada e por ter
acreditado em mim e nos meus sonhos.....
iv
AGRADECIMENTOS
Ao Prof. Dr. Ricardo Motta Pinto-Coelho, por disponibilizar a infra-estrutura necessária para
a realização deste trabalho. Pela orientação, apoio e por acreditar no meu potencial.
Ao CNPq pela concessão da bolsa de doutorado.
Ao curso de Pós-Graduação em Ecologia, Conservação e Manejo de Vida Silvestre,
especialmente aos Profs: Dra. Paulina Maria Maia-Barbosa, Dra. Arnola Rietzler, Dra.
Alessandra Giani e Dr. Marcos Callisto, pelas parcerias, pelas conversas edificantes, pelas
disciplinas oferecidas, enfim pelo contato prazeroso do dia-a-dia.
Em especial aos meus colaboradores Profs. Drs. Francisco Antônio Rodrigues Barbosa e
Paulina Maria Maia-Barbosa por suas valiosas contribuições nos capítulos desta tese.
À secretária do curso de ECMVS, Mary, pela atenção e disposição em resolver nossos
problemas.
Aos colegas do Laboratório de Gestão Ambiental de Reservatórios Tropicais, Rafael,
Fabrícia, Alessandra, Thiago e Maíra, pela troca de experiências, apoio e amizade que
marcaram o nosso convívio e pelas valiosas contribuições ao último capítulo da minha tese.
Aos amigos: Fábio Garcia, Luciana Gomes, Maurício Petrucio, Meg, José Francisco Jr., Fábio
Vieira e Felipão pelos bons momentos de nossa convivência.
Aos meus parceiros Pedro Barbosa e Nelson Mello, pela cooperação nos projetos e nos artigos
que saíram e nos que ainda irão sair.
Aos meus filhos e familiares, por acompanharem o meu trabalho e torcerem pela conquista
dos meus ideais.
A todos enfim que me ajudaram na conclusão de mais esta importante etapa da minha vida.
v
SUMÁRIO
RESUMO
1
ABSTRACT
2
INTRODUÇÃO GERAL
3
O fenômeno da migração vertical diurna
3
Causas aproximadas e vantagens biológicas da MVD
4
MVD e as diferenças latitudinais
7
Predação, cascata trófica e MVD
9
Enfoques deste estudo e a larva de Chaoborus
11
Objetivos específicos deste estudo
12
Referências citadas
14
CAPÍTULO 1
19
Diel vertical migration of the copepod Thermocyclops inversus (Kiefer, 1936) in a
tropical reservoir: the role of oxygen and the spatial overlap with Chaoborus
CAPÍTULO 2
47
A propagação da migração vertical diária através da cadeia trófica aquática:
evidências de campo da hipótese da cascata comportamental
CAPÍTULO 3
102
A cascata trófica invertida em comunidades planctônicas tropicais: impactos da
introdução de peixes exóticos no Distrito de lagos do Médio Rio Doce, MG
1
RESUMO
Bezerra-Neto, J. F. (2007). Migração vertical diária e cascata trófica em corpos aquáticos
tropicais: influência da larva do díptero Chaoborus. Tese de doutorado. Pós-Graduação em
Ecologia, Conservação e Manejo da Vida Slvestre, ICB-UFMG.
Este estudo teve como objetivo elucidar os efeitos diretos e indiretos da predação sobre as
comunidades zooplanctônicas em corpos de água tropicais. Os estudos foram realizados na
lagoa do Nado, Belo Horizonte, MG e em lagos do Médio Rio Doce, MG. A tese foi
estruturada em três capítulos no formato de artigos. O capítulo 1 é um estudo sobre o
comportamento migratório sazonal do copépodo ciclopóide Thermocyclops inversus e os
objetivos foram determinar o efeito da transparência da água, da concentração de oxigênio
dissolvido, da densidade e distribuição vertical do predador invertebrado Chaoborus sobre a
distribuição dia e noite desta população de copépodos. O capítulo 2 objetiva comparar a
distribuição vertical dia-noite das comunidades zooplanctônicas na Lagoa do Nado (BH, MG)
e na lagoa Carioca (PERD, MG). Nós testamos se o comportamento migratório das
populações zooplanctônicas nestes ambientes estaria relacionado com o tipo do predador de
topo e se a teoria da cascata comportamental poderia ser aplicada para explicar o
comportamento migratório das comunidades estudadas. O capítulo 3 trata especificamente dos
impactos ecológicos da introdução de duas espécies invasoras de peixes piscívoros em
diversos lagos da região lacustre do Médio Rio Doce, Minas Gerais.
Palavras-chave: Zooplâncton, predação, Chaoborus, migração vertical diária, peixes, lagos
tropicais.
2
ABSTRACT
Bezerra-Neto, J. F. (2007). Diurnal vertical migration and trophic cascades in tropical
water bodies: influence of the dipteran Chaoborus. Tese de doutorado. Pós-Graduação em
Ecologia, Conservação e Manejo da Vida Slvestre, ICB-UFMG.
This study aimed to elucidate the direct and indirect effects of predation on the zooplanktonic
communities in tropical water bodies. The studies were conducted in the Nado Lake, Belo
Horizonte, MG and lakes of the Middle Rio Doce, MG. The thesis has been structured into
three chapters in the form of articles. Chapter 1 is a study of the behavior of seasonal
migration of the ciclopoid copepod Thermocyclops inversus and the objectives were to
determine the effect of the water transparency, the concentration of dissolved oxygen, the
density and the vertical distribution of the invertebrate predator Chaoborus on the day and
night distribution of this copepod population. In the Chapter 2 we compare the day-night
vertical distribution of zooplanktonic communities of the Nado Lake (BH, MG) and Carioca
Lake (PERD, MG). We tested if the migratory behavior of the zooplanktonic populations in
these environments would be related with the type of the top predator and if the theory of the
behavioral cascade could be applied to explain the migratory behavior of the studied
communities. Chapter 3 focuses specifically on environmental impacts of the introduction of
two invasive species of fish in several lakes in the lacustrine region of the Middle Rio Doce,
Minas Gerais.
Keywords: Zooplankton, predation, Chaoborus, diurnal vertical migration, fishes, tropical
lakes.
3
INTRODUÇÃO GERAL
O fenômeno da migração vertical diária
Todos nós já ouvimos falar de migrações de todo tipo no reino animal. Desde o
enorme número de gnus e zebras que cruzam as planícies africanas, até as distâncias
planetárias cobertas pelas baleias jubarte e as tartarugas marinhas, os animais migram de
maneira a satisfazer uma ou mais das três principais forças que dirigem os organismos:
reprodução, alimentação e sobrevivência. Interessantemente, poucos têm consciência de qual
é o maior (em termos de biomassa) e mais regular movimento migratório do planeta: a
migração vertical diária do zooplâncton ou MVD (Pearre, 2003). Enright (1977), por
exemplo, escreveu: ―Em minha opinião, o tipo mais importante de migração é a migração
vertical diurna do zooplâncton. Se vista em termos de número de espécies envolvidas, número
de quilômetros viajado por animal/ano ou simplesmente a biomassa bruta que é transportada,
estas migrações verticais são provavelmente o movimento de massa de animais (coordenado
temporalmente) mais impressionante conhecido pela ciência‖. Dado que a maior parte da
superfície da Terra é coberta com água (71%), o fato de o zooplâncton estar espalhado através
de todo este ambiente e o fato que uma parte substancial destes organismos desenvolverem
MVD (em diferentes escalas espaço-temporais), não é surpresa que a literatura científica
sobre este fenômeno seja tão rica. Uma inspeção sobre os artigos científicos publicados entre
1980 a 2007 na website do Institute for Scientific Information – Web of Science (Thomsom
Corporate, 2007) com as palavras ―vertical migration and zooplanktion‖ revela mais de 1100
publicações relacionadas a algum aspecto sobre a problemática da migração vertical diurna do
zooplâncton.
Os tipos de movimentos verticais do zooplâncton observados são variados e dependem
não somente da espécie em consideração e do local, como também da estação e da idade dos
organismos. Estas migrações influenciam o zooplâncton a nível populacional e de
4
comunidade, a dinâmica trófica da cadeia alimentar aquática e o transporte de nutrientes na
coluna de água (Williamson et al., 1996). A amplitude da MVD varia de algumas dezenas de
centímetros a centenas de metros. A MVD tem sido observada em uma escala diária, sazonal
e ontogenética (estágio de desenvolvimento) e tipicamente envolve a ascensão às camadas
superficiais ricas em alimento e a descida às profundidades deplecionadas de alimento, frias e
sem luz no curso de um ciclo diário. Quando a subida e a descida correspondem ao entardecer
e ao alvorecer, respectivamente, este padrão é conhecido como uma MVD normal. A MVD
normal é de longe o padrão mais comumente observado pelo zooplâncton migrante nos
hábitats marinhos e de água doce (Pearre, 2003). Em um grande número de casos, um padrão
reverso tem sido observado, quando os organismos são encontrados na superfície durante o
dia e nas camadas mais profundas durante a noite (p.ex., Ohman, 1983; Herwig & Schindler,
1996). Pode ocorrer também um tipo de migração chamada ―twilight‖, quando os organismos
são encontrados com abundância máxima na superfície da água no entardecer e no anoitecer
(Hutchinson, 1967). A migração vertical sazonal ocorre quando uma dada espécie é
encontrada a diferentes profundidades em diferentes períodos do ano e a migração vertical
ontogenética quando o organismo é encontrado em diferentes profundidades nos seus
diferentes estágios de sua história de vida.
Causas próximas e vantagens biológicas da MVD
Da análise sobre o comportamento migratório do zooplâncton, uma série de questões
emergem. Aonde e quando as migrações ocorrem? Quais os organismos que migram? Quais
são os impactos ecológicos e ambientais da migração vertical? Todas estas questões têm sido
tratadas de uma maneira ou de outra, e em particular sobre as causas da migração, a teoria da
MVD já dispõe hoje de um grande embasamento na literatura científica. Os primeiros
trabalhos sobre a MVD estavam principalmente interessados na investigação das causas deste
5
comportamento. Na discussão sobre as causas da migração vertical é necessário se distinguir
entre dois aspectos desta questão: (1) as causas imediatas da migração, aquelas que
diretamente estimulariam a subida e a descida do zooplâncton; (2) as vantagens biológicas
que a migração vertical traz aos animais planctônicos. As causas imediatas são conhecidas
como ―aproximadas‖ ou fatores causais, enquanto que as vantagens biológicas são conhecidas
como ―últimos‖ ou fatores funcionais (Hayes, 2003).
Fatores causais ou aproximados podem ser divididos em duas categorias, dependendo
se o estímulo é endógeno (interno) ou exógeno (externo). Os estímulos internos estariam
relacionados com o ―relógio biológico‖ dos organismos, entretanto, uma revisão sobre o
assunto concluiu que a sua importância varia entre as espécies e sugere ser fraco o seu
controle sobre o comportamento migratório (Forward, 1988). Os estímulos externos estão
relacionados com o ambiente físico e químico no qual está inserido o organismo aquático.
Entre estes fatores podemos destacar a luz e mais especificamente a hipótese da mudança
relativa na intensidade de luz na coluna de água, teoria revisada e suportada por Ringelberg
(1999). Este autor mostra como as mudanças relativas na intensidade da luz são maiores
imediatamente antes do amanhecer e após o pôr-do-sol nos ambientes temperados e que são
estes picos que o zooplâncton utiliza como sinais para iniciar a MVD. Outros fatores tais
como a temperatura (Haney 1993), a concentração de oxigênio dissolvido (Hanazato and
Yasuno 1989; Horppila et al. 2000) e a disponibilidade de alimento (Leibold 1990), poderiam
também atuar como sinais ou ―gatilhos‖ para o comportamento migratório do zooplâncton.
Diversas hipóteses já foram relacionadas na tentativa de se entender os fatores últimos
ou funcionais da migração vertical diurna, segundo Lampert (1989) estes fatores seriam: (1) a
hipótese da seleção de grupo, (2) a hipótese da vantagem metabólica e (3) a hipótese da
evasão da predação. A hipótese da seleção de grupo propõe que a MVD permite um uso mais
eficiente da produção fitoplanctônica (com o forrageio apenas no período noturno) e assume
6
que os organismos se comportariam de maneira a maximizar o benefício do grupo (Kerfoot,
1970). A hipótese da vantagem metabólica propõe que a MVD confere um bônus energético
aos organismos. Originalmente proposta por McLaren (1963), esta hipótese assume que o
forrageio nas águas superficiais, mais quentes e ricas em alimento à noite e o descanso nas
águas profundas durante o dia deveria reduzir as perdas energéticas. McLaren (1974)
modificou a sua idéia inicial para incluir uma possível vantagem demográfica (população):
fêmeas poderiam atingir um maior tamanho corporal nas menores temperaturas do fundo, o
que, por seu turno, resultaria numa grande fecundidade. Entretanto, exatamente o oposto tem
sido observado em experimentos no campo (Stich & Lampert, 1981) e no laboratório (Orcutt
& Porter, 1983; Stich & Lampert, 1984). Geller (1986), por sua vez, propôs a sua ―hipótese da
evasão da fome‖ que suportaria o conceito da vantagem metabólica em certas circunstâncias.
As teorias listadas acima foram objeto de muitos questionamentos e dúvidas foram colocadas
quanto à validade das mesmas (Lampert, 1989), já existindo diversas evidências de que
realmente o comportamento de MVD é energeticamente desvantajoso (Williamson et al.,
1996).
A hipótese da evasão da predação foi desenvolvida primariamente para explicar a
MVD e afirma que este padrão ubíquo de comportamento possibilita a evasão da predação
visual pelo zooplâncton nas águas superficiais através da utilização como um refúgio das
camadas mais profundas da coluna de água durante o dia. Se colocarmos em termos de custo e
benefício, o custo da MVD seria a redução da alimentação, as baixas temperaturas e as baixas
concentrações de oxigênio que os organismos são obrigados a suportar quando permanecem
nas maiores profundidades, enquanto que o benefício seria a redução na probabilidade da
predação. Esta hipótese foi desenvolvida a partir de um sem número de observações de campo
e de laboratório e poderíamos destacar os trabalhos de Zaret & Suffern (1976), Stich &
Lampert (1981) Williamson & Magnien (1982), Ohman et al. (1983), Gliwicz (1986) e Frost
7
(1988). As predições a priori da hipótese da evasão da predação são: (1) que os indivíduos
sobem às camadas superficiais no entardecer e descem para as camadas profundas ao
amanhecer, (2) que a MVD será mais pronunciada em indivíduos mais conspícuos e (3) que a
amplitude da migração irá variar com a abundância e a atividade dos peixes planctívoros
(Lampert, 1989). Estas predições foram confirmadas através de numerosos estudos
(referências acima) e a hipótese da evasão da predação ganhou uma forte aceitação dentro da
comunidade científica. A hipótese da evasão da predação também tem sido utilizada na
explicação da MVD reversa, com este comportamento sendo o resultado da evasão da
predação por predadores invertebrados, os quais, por sua vez, realizam a MVD normal
(Ohman et al., 1983).
MVD e as diferenças latitudinais
Gliwicz & Pijanowska (1988) escreveram: ―a migração vertical diurna do zooplâncton
não é tão comum nos hábitats temperados como pode ser sugerido pelo estudo dos numerosos
livros-texto de limnologia ou pela revisão do enorme número de artigos que tratam sobre o
tema, porque tais artigos não escrevem quando o fenômeno não é observado‖. Em um estudo
realizado em lagos localizados no norte da Polônia, somente 13 das 120 populações de
cladóceros examinados realizava MVD, com 13 das 41 populações de Daphnia mostrando
comportamento migratório (Mlonek, 1998). Gliwicz (1999) tratando novamente sobre a
ocorrência de MVD destaca que a maior parte dos estudos na zona temperada são realizados
no final da primavera e no verão e mesmo nestes períodos a periodicidade diária é marcante.
Num dia típico de verão em um lago da zona temperada, por exemplo, o dia pode durar das 3
horas até as 22 horas, restando apenas 5 horas de escuridão para que o zooplâncton possa
subir à superfície para se alimentar. Além das noites curtas, as mudanças em iluminação no
alvorecer e entardecer são vagas e graduais. Não é nenhuma novidade, portanto, que na maior
8
parte dos trabalhos em ambiente temperado, o comportamento de MVD apenas tenha início
após a fase de ―águas claras‖, normalmente em junho, com o aumento da abundância de
peixes planctívoros (Stich & Lampert, 1981). Na região tropical, entretanto, o fenômeno da
migração vertical diária é comumente observado. Nestas latitudes os organismos precisam se
manter até doze horas durante o dia nos estratos seguros, livres de predação, mas tem outras
12 horas durante o período noturno para se alimentar, sendo esta situação aplicável a
praticamente todo o ano (Gliwicz, 1999). Este autor salienta que não é por mero acaso que a
primeira evidência de migração vertical diurna do zooplâncton percebida como um
mecanismo efetivo de evasão à predação por peixes tenha sido descrita em um reservatório
tropical, no Lago Gatun na zona do canal do Panamá por Zaret & Suffern (1976).
A concentração do oxigênio dissolvido na água e as pequenas diferenças entre a
temperatura da superfície e do fundo são aspectos importantes a serem considerados na
compreensão das diferenças entre a MVD entre lagos temperados e tropicais. Nos ambientes
temperados, os organismos utilizam as camadas mais frias (diferenças de temperatura entre a
superfície e o fundo podendo variar de 8 a 20 oC) e sem luz do fundo do lago como refúgio
contra a predação. Nos trópicos, por sua vez, além da ausência da luz, a temperatura do
hipolímnio dos lagos (profundos o suficiente para estratificar) está separada da temperatura da
superfície por apenas poucos graus, que pode não passar de 1,5 oC nos lagos equatoriais ou de
5-6 oC nos lagos próximos às margens dos trópicos (Lewis, 2000). Além disso, este mesmo
hipolímnio carece de oxigênio, existindo diversas evidências de que os organismos
zooplanctônicos utilizam o hipolímnio anóxico como refúgio contra a predação por peixes
(Threlkeld, 1979; Hanazato e Yasuno, 1989; Dini e Carpenter, 1991). Segundo Lewis (2000),
três fatores trabalham contra a retenção de oxigênio nas águas profundas nos lagos tropicais:
(i) a longa duração da estratificação nos lagos tropicais, os quais podem permanecer
estratificados por 10-11 meses, em contraposição aos 6-9 meses nos lagos temperados; (ii)
9
elevadas temperaturas do hipolímnio associado à baixa capacidade de solubilidade do
oxigênio nestas temperaturas e (iii) as altas taxas de metabolismo microbiano no hipolímnio
associado aos fatores relacionados acima.
Predação, cascata trófica e MVD
Nas comunidades aquáticas, a predação é uma força constantemente presente, podendo
se originar de mais de uma origem, incluindo os vários predadores invertebrados, bem como
os peixes planctívoros. A predação leva inevitavelmente à remoção das presas individuais dos
sistemas ecológicos, o que pode gerar grandes impactos sobre a dinâmica da população de
presas e sobre todo o ecossistema (Kerfoot, 1987). Observando-se as interações predador-
presa num contexto mais amplo, podemos classificar a predação através de duas perspectivas
diferentes: a perspectiva ―letal‖, em que o resultado da predação é a morte da presa e a sua
remoção do sistema; e a perspectiva ―não-letal‖, onde a simples presença dos predadores pode
engatilhar nas presas alterações: no comportamento, em aspectos da história de vida e até
mesmo na morfologia, de maneira a dificultar a captura, detecção ou encontro pelos
predadores (ver revisão em Tollrian & Harvell, 1999). As interações ―não-letais‖ são
designadas interações mediadas por caracteres (―trait-mediated interactions‖) enquanto que as
interações ―letais‖ são chamadas interações mediadas pela densidade (―density-mediated
interactions‖, Abrams et al., 1996).
Uma das teorias recentes mais fascinantes em ecologia é a demonstração da força da
predação (―top-down‖) na regulação dos ecossistemas (Power 1992). Uma forte regulação
―top-down‖ significa que mudanças na abundância dos predadores de topo causariam efeitos
ecológicos indiretos em ―cascata‖ que afetariam os níveis tróficos inferiores de uma cadeia
alimentar (Carpenter et al., 1985). Os efeitos ―top-down‖ são assumidos como efeitos
letalmente transmitidos, onde os carnívoros causam redução numérica na população herbívora
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pela predação direta. Como uma menor densidade dos herbívoros se traduz em menores
impactos sobre as plantas, os carnívoros passam a produzir um efeito indireto positivo sobre
as plantas (Schmitz et al., 2004). Entretanto, existem diversos estudos (p.ex., Turner, 1997;
Lima, 1998; Romare & Hansson, 2003) que mostram que os efeitos não letais também podem
iniciar interações indiretas dentro da cadeia trófica, principalmente porque as mudanças no
comportamento de uma dada população de presa podem afetar nas interações desta presa com
as outras espécies.
Uma das mais importantes respostas comportamentais que o zooplâncton exibe contra
a predação é o fenômeno da migração vertical diária e hoje a MVD é considerada um
exemplo clássico de interação ―não-letal‖ ou mediada por caracteres. Isto porque, além dos
fatores ambientais (físicos e químicos) citados anteriormente na regulação do comportamento
migratório, os organismos zooplanctônicos podem alterar o seu comportamento migratório
em resposta aos estímulos químicos (queromônios) liberados por seus predadores (Dodson,
1988; Loose & Dawidowicz, 1994; Van Gool & Ringelberg, 1998). As presas assim buscam
reduzir a pressão de predação evitando o encontro com o predador, ou seja, a MVD
efetivamente promove a redução da sobreposição espacial entre as populações de presas e de
predadores (Bezerra-Neto & Pinto-Coelho, 2002).
Enfoques deste estudo e a larva de Chaoborus
Neste estudo buscamos elucidar algumas questões importantes sobre o comportamento
migratório das comunidades zooplanctônicas em corpos de água tropicais. A tese foi
estruturada em três capítulos (no formato de artigos). Nos capítulos 1 e 2, além da simples
constatação da ocorrência ou não da MVD, procuramos mostrar a importância dos fatores
causais e funcionais na geração deste comportamento. Um aspecto comum nos ambientes
escolhidos para o estudo da MVD (Lagoa do Nado, BH-MG e lagoa Carioca, PERD-MG), foi
11
a elevada abundância da larva do predador invertebrado Chaoborus na coluna de água e o
papel chave que este táxon parece desempenhar nestes ambientes.
Chaoborus pertence à ordem Diptera e à família Chaoboridae. São holometábolos e
apresentam quatro estágios larvais. As larvas de Chaoborus são aquáticas, e seu estágio larval
é seguido por um breve estágio de pupa e após a ecdise, emerge o estágio alado adulto
(Sweetman & Smol, 2006). O estágio de vida do adulto é geralmente curto (cerca de 10 dias),
o suficiente para ocorrer a reprodução e a postura dos ovos. O tempo desenvolvimento da fase
larval depende dos fatores como a temperatura e a disposição de alimento. O quarto instar é o
mais longo, e durante o inverno, na maioria dos casos, permanece no corpo aquático e toma
forma de pupa na primavera ou verão (Sweetman & Smol, 2006).
As larvas de Chaoborus podem formar densas populações em lagos e reservatórios.
Eles têm sido objeto de intensas pesquisas, porque são, em sua fase larval, predadoras vorazes
do zooplâncton, podendo regular a estrutura e a densidade das comunidades planctônicas
(Hanazato & Yasuno, 1989). As larvas de Chaoborus são predadoras táteis de emboscada,
possuindo o corpo quase completamente transparente (e por isso são conhecidas como os
mosquitos fantasma), com a exceção de dois órgãos hidrostáticos (sacos aéreos) que regulam
a sua flutuabilidade. As larvas permanecem quase imóveis na coluna de água, confiando nos
seus receptores mecânicos para descobrir perturbações hidrodinâmicas feita pelas presas, a
qual elas capturam usando as antenas preênseis e a sua mandíbula. Os primeiros dois instares
se alimentam principalmente de invertebrados menores, como rotíferos e copépodos (fase
naupliar) e fitoflagelados e o terceiro e quarto instares se alimentam de organismos
zooplanctônicos de maior porte, como cladóceros e copépodos (Arcifa, 1997; Sweetman &
Smol, 2006).
Os fatores que controlam a distribuição e a abundância das larvas de chaoborídeos
incluem o sucesso reprodutivo dos adultos, a morfometria do lago e a predação (McQueen et
12
al., 1999). Como as larvas de chaoborídeos são um dos itens alimentares preferenciais de
peixes, sua ocorrência está frequentemente conectada à ausência ou à pequena abundância dos
peixes (Arcifa, 1997). Sendo altamente vulneráveis a predação por peixes, populações não
migrantes freqüentemente se tornam migrantes após a introdução de peixes em um lago
(Luecke, 1986; McQueen et al., 1999). Assim, a co-ocorrência de chaoborídeos com peixes é
basicamente restrita àquelas espécies que desenvolvem a migração vertical diária (Luecke,
1986). Normalmente, as larvas de chaoborídeos migrantes ocupam o hipolímnio de lagos
estratificados, aonde eles permanecem durante o dia na coluna de água ou se enterram no
sedimento, migrando à noite para o epilímnio para se alimentar do zooplâncton (Haney et al.,
1993).
As altas densidades de Chaoborus encontradas nos ambientes estudados e as
características da comunidade íctica nas lagoas do PERD nos deram o ―insight‖ para o
terceiro capítulo da tese, que tratou especificamente do efeito da introdução das espécies
exóticas de peixes sobre a estrutura das comunidades aquáticas nos lagos do Médio Rio Doce.
Buscamos avaliar neste capítulo a hipótese da cascata trófica (Carpenter et al., 1985) e
partimos da análise de dados primários e secundários das comunidades de peixes, do
zooplâncton e do fitoplâncton nestes lagos.
Objetivos específicos deste estudo
Artigo 1 – Diel vertical migration of the copepod Thermocyclops inversus (Kiefer, 1936) in a
tropical reservoir: the role of oxygen and the spatial overlap with Chaoborus.
1.1 – Determinação da ocorrência de MVD ao longo de um ciclo anual em populações de
presas (copépodo Thermocyclops inversus) e predadores (larva do díptero Chaoborus
brasiliensis) em um reservatório raso, Lagoa do Nado, BH – MG.
13
1.2 – Determinação da importância dos fatores aproximados (transparência da água e
concentração de oxigênio dissolvido) e últimos (abundância, biomassa e distribuição vertical
do predador invertebrado Chaoborus) sobre o comportamento migratório de uma população
zooplanctônica (copépodo ciclopóide T. inversus) na Lagoa do Nado.
Artigo 2 – A propagação da migração vertical diária através da cadeia trófica aquática:
evidências de campo da hipótese da cascata comportamental.
2.1 – Comparação entre o comportamento migratório da comunidade zooplanctônica em dois
corpos de água tropicais (Lagoa do Nado, BH-MG e Lagoa Carioca, PERD-MG) com
diferenças marcantes na composição de peixes piscívoros;
2.2 – Análise do efeito do comportamento migratório do predador invertebrado Chaoborus
sobre as comunidades zooplanctônicas de dois corpos de água tropicais (Lagoa do Nado, BH-
MG e Lagoa Carioca, PERD-MG) e a avaliação da hipótese da ―cascata do comportamento‖
(sensu Romare & Hansson, 2003).
Artigo 3 – A cascata trófica invertida em comunidades planctônicas tropicais: impactos da
introdução de peixes exóticos no Distrito de lagos do Médio Rio Doce, MG.
3.1 – Análise do efeito da introdução de espécies exóticas de peixes sobre a estrutura das
cadeias tróficas e a estrutura das comunidades aquáticas dos lagos do Médio Rio Doce.
14
Referências citadas
Abrams, P.A., Menge, B.A., Mittelbach, G.G., Spiller, D., & Yodzis, P. 1996. The role of
indirect effects in food webs. In: Food webs: dynamics and structure. G. Polis & K.
Winemiller, (eds.). New York, NY: Chapman and Hall, 722 p.
Arcifa, M,S. 1997. Fluctuations and vertical migration of Chaoborus in a tropical brazilian
reservoir: Lake Monte Alegre. Acta Limnol. Bras., 9: 93-103.
Bezerra Neto, J.F. & Pinto-Coelho, R.M.P. 2002. A influência da larva de Chaoborus
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19
Capítulo 1
Diel vertical migration of the copepod Thermocyclops inversus
(Kiefer, 1936) in a tropical reservoir: the role of oxygen and the
spatial overlap with Chaoborus
BEZERRA-NETO, J.F. & PINTO-COELHO, R.M.
Artigo publicado na revista Aquatic Ecology, 41 (4): 535-545, 2007
DOI 10.1007/s10452-007-9119-x
20
Diel vertical migration of the copepod Thermocyclops inversus (Kiefer,
1936) in a tropical reservoir: the role of oxygen and the spatial overlap with
Chaoborus
José Fernandes Bezerra-Neto1 *
& Ricardo Motta Pinto-Coelho2
1Programa de Pós-Graduação em Ecologia, Conservação e Manejo da Vida Silvestre, ICB,
Universidade Federal de Minas Gerais, CP 486, 31270-901, Belo Horizonte, Minas Gerais,
Brazil; 2Laboratório de Gestão de Reservatórios Tropicais, Depto. Biologia Geral, ICB,
Universidade Federal de Minas Gerais, CP 486, 31270-901, Belo Horizonte, Minas Gerais,
Brasil; *Author for correspondence (e-mail: [email protected])
Key words: DVM, zooplankton, water transparency, copepods, invertebrate predation, anoxic
hypolimnion.
21
Abstract
The effect of water transparency, dissolved oxygen concentration and the invertebrate
predator Chaoborus brasiliensis on the day-night vertical distribution of the copepod
cyclopoid Thermocyclops inversus was investigated in a shallow tropical reservoir, Nado
Reservoir, Belo Horizonte, Brazil. Diel cycles were carried out over a period of 12
consecutive months, between October 1999 and September 2000. The different
developmental stages of T. inversus exhibited diel vertical migration (DVM) and displayed a
clear ontogenetic trend, with the amplitude of DVM increasing with the age of the organism,
and ranging from 0.4 to 0.8 m for nauplii, 0.4 to 1.2 m for copepodite and 1.1 to 2.1 m for
adults. We observed that seasonal changes in dissolved oxygen and C. brasiliensis directly
influenced the vertical distribution of the copepod population in this reservoir. Furthermore, it
was showed that the diurnal vertical migration is an important predator avoidance behavior
since it diminished the spatial overlap between prey and its potential predator. This finding
supports the hypothesis that the vertical migration is a defense mechanism against predation.
Thus, T. inversus is able to remain in the anoxic layers during day light hours, and at night
they move upwards avoiding hypolimnetic waters to escape from predation by Chaoborus.
Introduction
Diel vertical migration (DVM), whereby aquatic organisms inhabit different layers of
the water column at different times of the day, is a common behaviour in zooplankton, and
has been studied in marine as well as in freshwater habitats (see review in Pearre 2003). The
light is considered the most important factor triggering this behavior (Ringelberg and Van
Gool 2003). However, other environmental factors are also involved in vertical migration,
such as temperature (Haney 1993), dissolved oxygen (Hanazato and Yasuno 1989; Horppila
et al. 2000) and food availability (Leibold 1990). While several factors have been proposed to
22
explain DVM, there is general agreement that the predator-avoidance hypothesis is the most
recognized mechanism explaining the adaptive significance of vertical migration (Zaret and
Suffern 1976; Neill 1990; Lampert 1993). Such migrants mostly ascend to epilimnion at night
and migrate down into the colder, darker and oxygen-poor waters in deeper layers at dawn to
avoid predation by visually oriented planktivorous fish (normal DVM). Reversed diel
migrations have also been detected in some studies, and have usually been connected to
predation pressure by invertebrate predators (Lampert 1993).
In the pelagic zones of lakes, physical and chemical factors, e.g., temperature, light,
and oxygen, can restrict foraging by fish and hence may work as refuge against predators
(Horppila et al. 2000). Wright and Shapiro (1990) reported that the downward migrations by
fish are restricted by concentration of oxygen of ca. 3 mg.l-1
, and because most fish are not
tolerant to low oxygen, zooplankton can escape predation by inhabiting and seeking refuge in
these anoxic areas. Numerous other studies (Davis 1975; Hanazato et al. 1989; Tessier and
Welser 1991; Horppila et al. 2000) support Wright and Shapiro’s findings that imply
reduction of predatory mortality of zooplankton in deep oxygen-poor layers. The existence of
a deep-water refuge is generally accepted as the basis for vertical migration behavior of
zooplankton (Tessier and Welser 1991; Lass et al. 2000). This probably happens because the
predator-prey interactions depend on the spatial distribution of predator and prey, and DVM
minimize predation risk by visual and tactile predators (González 1998).
Copepods are known to tolerate lower oxygen concentrations than fish and may
exploit oxygen gradients as a refuge against predation (e.g. Taleb et al. 1992; Chang and
Hanazato 2004). However, hypolimnetic low-oxygen layers may also favor the coexistence
with invertebrate predators, especially the larvae of the midge Chaoborus, which are very
tolerant to low oxygen concentrations (Rine and Kesler 2001). Chaoborus larvae are known
as voracious predators on zooplankton and can drastically alter the abundance and size
23
structure and even the presence of their preys (Hanazato et al. 1989b; Yan et al. 1991; Arcifa
2000). Since chaoborids themselves constitute a significant item in the diet of several fish
species (Luecke 1986; Dawidowicz et al. 1990; McQueen et al. 1999), they also undergo a
diurnal vertical migration (DVM) (Xie et al. 1998; Gliwicz et al. 2000). Then, in the presence
of fish, the Chaoborus larvae are forced out of the illuminated and oxygenated habitats during
the day and share the same spatial refuge than the migrant zooplankton do to evade the
common top predator, the fish.
The objective of this study was to investigate the occurrence of DVM in a copepod
cyclopoid population (Thermocyclops inversus) in Nado Reservoir and to test the effects of
water transparency, oxygen vertical gradients and presence of the invertebrate predator
Chaoborus on the vertical positioning of the copepod population. Since this reservoir also
contained several species of fish, we also aimed to investigate if the copepod population is
able to manage its vertical position in such a way to minimize the risk of predation. The effect
of the invertebrate predator Chaoborus on the vertical distribution of the T. inversus was
assessed by analyzing the changes in the overlap between predator and prey during their
observed diel vertical migrations.
Study site
Nado Reservoir is a shallow, meso-eutrophic reservoir with a surface area of 1.5 ha
and a volume of 40 x 103 m
3. The maximum depth (zmax) is 7.6 m and the mean depth (zmean)
is around 2.7 m. It is located in Belo Horizonte city, Minas Gerais State (19º 49’56‖S; 43º
57’34‖W; altitude 790 m above sea level), in Southeastern Brazil. This is one of the largest
cities in Brazil with more than 2.5 million inhabitants. The reservoir, situated in the center of
a small valley surrounded by tall trees, develops a stable thermal stratification from August to
24
May, showing only a period of circulation during the year (June-July). The water level does
not fluctuate since the outlet is superficial and the dam is not manipulated by man.
The climate of the region is classified as B-2 tropical, with a moderate hydric deficit
(Ferreira, 1992). The coolest period is usually restricted to the period from May to July. The
rainy season occurs in the hottest months, from November to March. Annual precipitation
during the period of study was 1270 mm (data from Pampulha Airport Meteorological
Station, Belo Horizonte).
In Nado reservoir, the invertebrate predator Chaoborus brasiliensis (Theobald, 1901)
co-existed with abundant fish mostly represented by the exotic African Tilapia rendalli and
others such as, Geophagus brasiliensis, Astyanax spp, Poecilia sp and the predator Hoplias
malabaricus. The zooplanktonic community is dominated by, among crustaceans, the
cyclopoid copepod Thermocyclops inversus and the cladoceran Moina micrura. The most
common rotifers are Brachionus falcatus, B. angularis, B. caudatus, Keratella cochlearis, K.
tropica and the exotic Kellicottia bostoniensis (Bezerra-Neto, 2001).
Materials and Methods
The data for this study were collected every month from October 1999 to September
2000 at its central region where it is 6.5 m deep. Chaoborus larvae and zooplankton were
collected at each meter of the water column during 11:00-13:00 hours as well as at night
(23:00-01:00 hours) with a 17 L Schindler-Patalas trap, equipped with a 60-µm mesh net. The
samples were preserved in the field using a 4% sugared, buffered formaldehyde solution
(Haney and Hall 1973).
In the laboratory, a known fraction of each sample was taken using a Hensel-Stempel
subsampler for subsequent counting under a Leica DMLB dissecting stereomicroscope.
Chaoborus larvae and low-density samples of copepods were counted in the whole sample,
25
following McCauley (1984). Chaoborus instars were distinguished by differences in the head
capsule length (Table 1). We used only the densities of third and fourth instar larvae (samples
pooled) in the analyses, these instars being the main microcrustacean predators.
Thermocyclops inversus were separated into three developmental stages: nauplii, copepodites,
and adults.
To quantify the average depth of vertical distribution for copepod and Chaoborus, the
weighted mean depth (WMD) was calculated according to equation given in Frost and
Bollens (1992):
i
ii
n
dnWMD
where ni is density (number per liter) at depth di, which was taken to be the midpoint of each
depth stratum. For determining the presence or absence of DVM behavior, we compared day
and night vertical WMD by two-sample Kolmogorov-Smirnov non-parametric test statistic
(K-S test) that tests the null hypothesis of equal depth distributions. We considered DVM to
occur when the difference between day and night WMD was statistically significant, and then
the migratory amplitude (ΔZ) was calculated as the difference between mean daytime and
nighttime depths, with positive values indicating normal DVM, and negative values indicating
reverse DVM.
On each sampling occasion, water temperature and dissolved oxygen profiles were
measured at 1m-intervals along the water column, using a YSI-54A oxygen meter. Water
transparency was also recorded using a Secchi disk (25 cm diameter).
To understand the patchiness of predator and prey populations in the water column,
we calculated the overlap index between T. inversus and Chaoborus late instars using the
equation described by Williamson and Stoeckel (1990):
26
m
z
m
z
izjz
m
z
izjz
ij
nN
mnN
O
1 1
1
)()(
)(
where z represents depth, m is number of depth points sampled, Njz is the density of
Chaoborus at a given depth and niz is the density of copepod at a given depth. Overlap index
<1 indicates spatial segregation between the copepod and Chaoborus. Overlap index =1
indicates that copepod and/or Chaoborus are uniformly distributed in the water column.
Overall index >1 indicates aggregation of the copepod and Chaoborus in certain strata of the
water column.
The relative importance of biotic and abiotic factors in determining the vertical
position of the T. inversus was evaluated through stepwise logistic regressions performed for
day and night samples. The weighted mean depths of the three life-history stages of the T.
inversus population were considered dependent variables. As independent variables, Secchi
depth was chosen as a measure of water transparency, the depth of < 1mg O2 l-1
was used to
assess the effects of oxygen depletion and the abundance, biomass and the weighted mean
depth of Chaoborus late instars were used as biotic variables. To obtain normality, weighted
mean depths of T. inversus and independent variables underwent log10 transformation.
Results
Seasonal variation of water temperature, transparency and DO
During the study period, Secchi-depth transparency varied between 0.30 and 1.40 m.
Water transparency was lower in the warm-wet season (November to April) whereas the cool-
dry season (May to August) exhibited the highest values of transparency, with averages of
0.40 m and 1.0 m Secchi depth for these seasons, respectively (Figure 1-A).
27
Surface water temperature ranged from 23ºC to 27ºC in the warmer season and from
18.9ºC to 20.9ºC in the cooler season. The differences in temperature and oxygen
concentration between day and night were minimal. Thermal stratification was observed from
September 1999 to May 2000; the thermocline gradually became deeper until the water
column became thermally homogeneous in the winter (June and July, Figure 1-B). During the
thermal stratification period, a clinograde pattern of distribution of oxygen was detected with
the 1 mg O2 l-1
boundary below the thermocline depth (Figure 1-C).
Densities of Thermocyclops and Chaoborus in the reservoir
The zooplanktonic community of Nado Reservoir was dominated by a simple array of
species, most of them typical for eutrophic tropical freshwater. Thermocyclops inversus, Moina
micrura and Brachionus falcatus were the most abundant organisms. The population of T.
inversus exhibited their density minimum in January 2000 (38.3 x 103 ind.m
-2) and the
maximum in September 2000 (5.2 x 106 ind.m
-2) (Figure 2). Total larvae density of
Chaoborus varied from 525 to 35860 ind. m-2
with an average density of 8437 ± 7247 (SD)
ind. m-2
(Figure 2). The relative density of C. brasiliensis larvae from 1st, 2
nd 3
rd instars larvae
comprised on the average 7, 14, and 27% of the total population density of this dipteran,
respectively, and the rest was contributed by 4th
instar larvae.
DVM patterns and seasonal changes in the weighted mean depth of copepods
Changes in the vertical distribution patterns of developmental stages of T. inversus in
Nado Reservoir were clearly discernible throughout the sampling period (Figure 3). During
the summer stratification period, the relative abundance (percentage of total density in the
water column) of the population was higher in the upper water layers (ca. 2 m). In May, with
the downward sinking of the thermocline, copepodites and adults also shifted to deeper layers.
28
The animals avoided the surface layers during the day time but moved back towards upper
water layers at night, while peaks in abundance of nauplii were found in deeper waters both
during day and at night.
There was a high, seasonal variability in daytime and nighttime weighted mean depths
(DVM) among the different developmental stages of T. inversus (Fig. 4). Nauplii showed
migration behavior only in November, February/99, and July/00 when day-night significant
differences in vertical distribution were detected (p<0.05, K-S test). In contrast, the mean
depth of copepodites was significantly shallower at night than during the day (p<0.05, K-S
test) during all year, except in December 1999 and March 2000. The adult performed DVM
more frequently and strongly than copepodites and nauplii, with day-night significant
differences (p<0.05, K-S test) throughout the study period, except in December 1999 when
they were found in the same layer during both day and night. The DVM behavior of T.
inversus displayed a clear ontogenetic trend, with the amplitude of DVM increasing with the
age of the organism, and ranging from 0.4 to 0.8 m for nauplii, 0.4 to 1.2 m for copepodite
and 1.1 to 2.1 m for adults.
The effect of oxygen gradient and invertebrates predators on copepod depth distribution
The behavioral strategy of T. inversus relative to depth and oxygen gradient became
apparent when the WMDs and associated oxygen concentrations were considered together
(Figure 5). In the daytime, there was a progression of the WMD and oxygen levels inhabited
by the different developmental stages. Nauplii were distributed at significantly shallower
depths where oxygen was higher (paired t-test, p<0.05) than the depth copepodites and adults.
The mean WMDs for nauplii, copepodites and adults were 2.66, 2.95 and 3.02 m, where mean
oxygen values were 1.16, 0.74 and 0.81 mg O2 l-1
, respectively (Figure 5). At night, the trend
was reversed, with adults concentrated significantly in the upper and oxygenated waters
29
(paired t-test, p<0.05), while copepodites and nauplii were located at deeper and hypoxic
layers. The mean WMDs were 2.39 for nauplii, 2.18 for copepodites and 1.82 m for adults,
with mean oxygen values at these depths of 1.44, 1.67 and 3.20 mg O2 l-1
, respectively (Figure
5).
In order to test the environmental variables that influenced most significantly the
distribution patterns of T. inversus, a series of stepwise logistic regressions were carried out.
The analyses revealed that only the layers with low oxygen levels (< 1mg O2 l-1
– ZO2) and
WMD of Chaoborus – as independent variables – significantly and differentially influenced
the vertical position (WMD) of the population of T. inversus by day and at night (Table 2).
Transparency (Secchi depth) never met the significance criteria to be included in the models.
The depth of nauplii, copepodites and adults during the day increased significantly with
increasing depth of anoxic water, with R2 values of 0.81, 0.79 and 0.73, respectively (Table
2). At night, the nauplii WMD was also predominantly influenced by oxygen depletion
(R2=0.85), while copepodites and adults were significantly and positively affected only by
WMD of Chaoborus, with R2 values of 0.78 and 0.77, respectively (Table 2).
The weighted mean depths of the Chaoborus and life history stages of T. inversus over
time for both day and night distributions are shown in Figure 6. Chaoborus exhibited normal
vertical migration (up at night, down during the day). During the daytime, Chaoborus late
instars were scarce or absent in the upper 4 m from September to April, and virtually
disappeared from the water column during the dry season (May to August). The result was a
minimal overlap between Chaoborus and T. inversus during the day and a variable one at
night (Figure 6). The mean daytime overlap values for the nauplii, copepodite and adult with
Chaoborus were 0.34, 0.32 and 0.50, respectively. Thus, T. inversus population was
segregated from Chaoborus during daytime in the study period. At night, the mean nighttime
overlap values were 1.48, 1.34 and 1.15 for nauplii, copepodite and adult, respectively,
30
indicating that copepod and/or Chaoborus were almost uniformly distributed in the water
column. If T. inversus did not perform DVM, except nauplii, the predator-prey overlap values
would be significantly greater (paired t-test, p<0.05) than the actual observed night
distribution of predator and prey. The mean ―without DVM‖ nighttime overlap values would
be of 1.51, 1.77 and 1.71 for nauplii, copepodite and adult, respectively.
Discussion
The data on the diurnal vertical distribution of T. inversus in Nado Reservoir provide
evidence that this population performs diel vertical migration as a specific kind of depth-
selection behavior. This statement is based on the significant differences detected between
day and night vertical distributions. The migratory behavior of T. inversus can be
characterized as normal vertical migration, with individuals ascending at dusk and a
descending at dawn. The observed ontogenetic differences in the DVM behavior of T.
inversus, confirm previous investigations concerning ontogenetic differences in migration of
copepods (Taleb et al. 1992; Andersen et al. 2001; Makino et al. 2003; Irigoien et al. 2004;
Perticarrari et al. 2004). In Nado Reservoir, nauplii practically did not migrate, whereas
copepodite and adults did show a distinct migration. Such differences have generally been
attributed to large individuals, which being more conspicuous and, therefore more susceptible
to visual predators, migrate to avoid being predated (Neill 1990).
Our work demonstrates that DVM occur during all year around in Nado Reservoir.
The majority of the studies dealing with vertical migration of freshwater (e.g., Vuorinen et al.
1999; Gilbert and Hampton 2001; Winder et al. 2003; Chang and Hanazato 2004) and marine
copepods (e.g., Andersen et al. 2001; Yoshida et al. 2004) dot not shown the same pattern.
However, seasonal variation was observed in the depth-selection behavior of T. inversus in
the study period. The depth of vertical distribution is lesser during the period of marked
31
stratification (October-April), but increases during the circulation period (June-September)
(Figure 4). The environmental changes in the water column during the winter season
(circulation period from June to September) seems to be responsible for this trend. During
this period, the upper layer is illuminated, the whole water column is oxygenated, and the
copepod have only the darkness as a refuge zone. Consequently, day and night differences
increase or, in other words, the amplitude of the vertical migration increases during the
circulation period.
Our results indicate that the weighted mean depth (WMD) of different
developmental stages of T. inversus correlate directly with depth of 1mg O2 l-1
and with the
WMD of Chaoborus larvae (Tab. 2). While Wissel and Ramcharan (2003) suggest that the
water transparency is the dominant factor affecting the daytime position for copepods our data
show that, on a yearly basis, the oxygen concentration is the most important factor influencing
the vertical position of the studied copepod population. However, as our study explores the
seasonal variation in the depth distribution of copepods, the role of light on a diurnal basis in
this environment is not completely understood. Apparently, a decrease oxygen concentration
with depth has an overriding influence on the changes transparency with depth in our
reservoir. Besides, considering the correlation between WMD of copepods and WMD of
Chaoborus larvae, the results here presented are both intriguing and interesting because they
suggest that DVM of T. inversus is triggered by the positioning of Chaoborus III and IV
instars in the water column (Table 3). Irigoien et al. (2004), studying the DVM of the marine
copepods Calanus spp and Pseudocalanus elongates in the central and coastal Irish Sea,
reported similar results. They stated that Calanus spp and P. elongates appear to sense the
position of the invertebrate predator chaetognaths in the water column, possibly using
chemical cues, and adapt the amplitude and direction of their DVM accordingly.
32
Despite the absence of information on the abundance and the spatial distribution of
fish populations, the migratory behaviors of both Chaoborus and the copepod T. inversus
populations indicate that fish may play an important role in structuring the zooplanktonic
community in the Nado Reservoir. The copepods seem to be continuously exposed to
predation risks but can manage to escape through changes in habitat selection by DVM.
Thermocyclops inversus spends daytime hours well beneath the aerated surface layers of the
reservoir while Chaoborus population is at or near the bottom. At night, these copepods
ascend to superficial waters to escape from predation by Chaoborus. Our work provides
evidence that the day-night vertical displacement of copepods in the water column is an
important predator avoidance strategy since it reduces the spatial overlap between prey (T.
inversus) and its potential predator (Chaoborus) (Figure 6).
Some studies have demonstrated that fish predation could cause the copepods to
descend to deeper layers during the day, while the presence of Chaoborus could lead the
copepods to ascend to upper layers at night (Taleb et al. 1992; Boeing et al. 2004). The depth-
selection behavior of the copepod Acanthodiaptomus denticornis in Lake Aydat (France)
observed by Taleb et al. (1992) is in accord with our field study. These authors concluded that
the zooplankton growing in waters where both fish and Chaoborus are present simultaneously
has to compromise between avoidance of: (a) the lighted and oxygenated surface water during
the day to diminish predation by foraging fish predators, and (b) the hypolimnion at night
when Chaoborus migrates out of the sediment.
The effect of the simultaneous presence multiple predators was also analyzed by
Relyea (2003), who based on experimental field studies, the prey responds to the more risky
of the two predator types. Thus, the optimal ―decision rule‖ might be an intermediate strategy
that balances the relative risk of the two predators. Otherwise, as Boeing et al. (2004) suggest,
the zooplankton under the simultaneous, size selective pressures will be confined to a narrow
33
water layer to minimize the risk of predation. In Nado Reservoir, the day and night vertical
distribution of T. inversus is restricted by the two predators – fish and Chaoborus – and
consequently its vertical position is concentrated in the metalimnetic layers (the narrow water
layer as above described for Boeing et al. (2004)).
In conclusion, our results show that T. inversus exhibit normal DVM and can tolerate
low levels of oxygen during daylight time during practically all year. These results emphasize
the importance of anoxic layers as a refuge against vertebrate predators in eutrophic systems.
This study also provided evidence of the major function of invertebrate predation for
maintaining the vertical patterns of distribution of a dominant copepod population in a
tropical and shallow reservoir.
Acknowledgements
The authors wish to thank the Municipality of Belo Horizonte and specially to the
employees of Parque Lagoa do Nado for their collaboration; to Laura Rull del Aguila and
Daniel Peifer Bezerra for the valuable help during the field work; to Adso Santana and J. W.
Reid for their taxonomic assistance; to CNPq for the fellowship to J.F.B.N. during his PhD
degree (Nº 140486/2002-0).
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38
Table and figure captions
Table 2 – Multiple linear regressions summary for Thermocyclops inversus (nauplii,
copepodite and adult) weighted mean depth (WMD) using combined samplings daytime and
nighttime dates.
Figure 1 – Secchi depth in meters (A) and daytime isopleths plot of water temperature in ºC
(B) and dissolved oxygen in mg O2 L-1
(C) in the Nado Reservoir during the study year (1999
– 2000).
Figure 2 – Seasonal variation of Chaoborus brasiliensis (A), and total copepod population
density (B), in Lagoa do Nado throughout 1999 and 2000. Note the difference of scale
between graphs.
Figure 3 – Vertical distribution of relative abundance (%) of Thermocyclops inversus in each
developmental stage: A- nauplii, B – copepodite and C – adult, during daytime (shaded) and
nighttime (filled) in the Nado Reservoir, from October 1999 to September 2000.
Figure 4 – Weighted mean depth (WMD) of Thermocyclops inversus (nauplii, copepodite and
adult) during the day (open circles) and night (closed circles) in the Nado Reservoir, from
October 1999 to September 2000. Asterisks indicate significant differences between day and
night.
Figure 5 – Daytime (open) and nighttime (closed) weighted mean depth of each life stage
(different symbols) of Thermocyclops inversus versus the oxygen at that WMD.
Figure 6 – Weighted mean depth (WMD) of predator Chaoborus (day, open diamonds; night,
closed diamonds) and prey (Thermocyclops inversus – day, open circles; night, closed circles)
in the Nado Reservoir during the study year (1999 – 2000). Isopleths indicates the depth of 1
mg O2 L-1
.
39
Table 1
Head length (µm)
Instar
n
Intervals
Mean
Standard
deviation
C V (%)
1st 186 100 – 210 159 23 12
2nd
563 220 – 360 259 22 8
3rd
647 370 – 540 437 25 7
4th
724 560 – 860 697 35 4
40
Table 2
Stage Model R2
DAY
Nauplii LOG WMD = 0.218 + 0.518 LOG ZO2 day
(<0.0001) 0.81
Copepodite LOG WMD = 0.263 + 0.528 LOG ZO2 day
(0.0001) 0.79
Adult LOG WMD = 0.303 + 0.486 LOG ZO2 day
(<0.0001) 0.73
NIGHT
Nauplii LOG WMD = 0.235 + 0.447 LOG ZO2 night
(<0.0001) 0.85
Copepodite LOG WMD = -0.05 + 0.877 LOG WMD CHAOnight
(0.0012) 0.78
Adult LOG WMD = -0.012 + 0.60 LOG WMD CHAOnight
(<0.0001) 0.77
41
O N D J F M A M J J A S OD
ep
th (
m) 0,5
1,0
1,5
2,0
6
5
4
3
2
1
0
De
pth
(m
)
6
5
4
3
2
1
0
De
pth
(m
)
O N D J F M A M J J A S O
1999 2000
A
B
C
0.5
1.5
2.0
De
pth
(m
)
Figure 1
42
O N D J F M A M J J A S
Density (
x10
6 ind. m
-2)
1
2
3
4
5
6
10
20
30
40
Density (
x10
3 ind. m
-2) A
B
1999 2000
Figure 2
43
JulJunMay
0 25 50 750255075
SepApr
0
1
2
3
4
5
6
0255075
JanDecNov
0 25 50 75
0 25 50 750255075
Sep
MarOct
0
1
2
3
4
5
6
Jul
0 25 50 75
JunMay
0255075
SepApr
De
pth
(m
)
0
1
2
3
4
5
6
FebJanDecNov
0255075
Oct
0
1
2
3
4
5
6
Aug
Aug
JanDec
0 25 50 75
Nov
0255075
Relative abundance (%)
Oct
De
pth
(m
)
0
1
2
3
4
5
6
MarFeb
DayNight
July
JunMay
DayNight
Feb
Jul
0 25 50 75
Mar
Day
Night
2000
1999
2000
1999
2000
1999
Apr
De
pth
(m
)
0
1
2
3
4
5
6
A - Nauplii
B - Copepodite
Aug
C - Adult
Figure 3
44
Nauplii
0
1
2
3
4
5
6
Copepodite
Depth
(m
)
0
1
2
3
4
5
6
Adult
1999 2000
O N D J F M A M J J A S O
0
1
2
3
4
5
6
* * *
* * *** * * * * *
* * *** * * * * **
Figure 4
45
Mean ± SE
Oxygen at MWD (mg.l-1)
0 1 2 3 4
Me
an
we
igh
ted d
epth
(m
)
Nauplii / day
Copepodite / day
Adult / day
Adult / night
Copepodite / night
Nauplii / night
4.0
3.6
3.2
2.8
2.4
2.0
1.6
1.2
Figure 5
46
O N D J F M A M J J A S
1
2
3
4
5
6
Depth
(m
)
1
2
3
4
5
6
A - nauplii x Chaoborus
1
2
3
4
5
6
B - copepodite x Chaoborus
C- adult x Chaoborus
1999 2000
Figure 6
47
Capítulo 2
A propagação da migração vertical diária através da cadeia
trófica aquática: evidências de campo da hipótese da cascata
comportamental
BEZERRA-NETO, J. F.; PINTO-COELHO, R. M.; MELLO, N. A. S. T.; MAIA-BARBOSA,
P. M. & BARBOSA, F. A. R.
Formatado segundo as normas da revista Acta Limnologica Brasiliensia
48
A propagação da migração vertical diária através da cadeia
trófica aquática: evidências de campo da hipótese da cascata
comportamental
BEZERRA-NETO, J. F.1; PINTO-COELHO, R. M.
2; MELLO, N. A. S. T.
3; MAIA-
BARBOSA3, P. M. & BARBOSA, F. A. R.
4
1 Programa de Pós-Graduação em Ecologia, Conservação e Manejo da Vida Silvestre, ICB,
Universidade Federal de Minas Gerais, CP 486, 31270-901, Belo Horizonte, Minas Gerais,
Brasil. E-mail: [email protected]
2 Laboratório de Gestão de Reservatórios Tropicais, Depto. Biologia Geral, ICB,
Universidade Federal de Minas Gerais, CP 486, 31270-901, Belo Horizonte, Minas Gerais,
Brasil. E-mail: [email protected]
3 Laboratório de Ecologia do Zooplâncton, Departamento de Biologia Geral, Universidade
Federal de Minas Gerais. CP 486, 31270-901, Belo Horizonte, Minas Gerais, Brasil. E-mail:
4 Laboratório de Limnologia, Departamento de Biologia Geral, Universidade Federal de
Minas Gerais. CP 486, 31270-901, Belo Horizonte, Minas Gerais, Brasil. E-mail:
49
ABSTRACT: The propagation of the diel vertical migration through aquatic food web:
field evidence of the behavioral cascade hypothesis. The present study it aimed to examine
the day-night vertical distribution of the zooplanktonic communities in the Lagoa do Nado
(Belo Horizonte, MG) and in the Carioca Lake (PERD, MG). In these environments, although
the similarity of the planktonic communities, the fish fauna presents high differences, being
predominantly piscivore in the Carioca Lake and planktivore/omnivore in the Lagoa do Nado.
We tested if the migratory behavior of the zooplanktonic populations in these environments
would be related with the type of the top predator and if the theory of the behavioral cascade
could be applied to explain the migratory behavior of the studied communities. The vertical
distribution of the zooplankton was examined at the noon and at midnight, in the periods of
April and July/August of 2003 for the studied lakes, using a Schindler-Patalas trap. In the
Lagoa do Nado, the larvae of the invertebrate predator Chaoborus presented a clear migratory
behavior, remaining in the hypolimnion during the daylight and migrating for the surface
during the night. The same migratory behavior was observed for the rotifers and the
population of copepod Thermocyclops inversus, dominant taxon in this environment. In the
Carioca Lake, the Chaoborus larvae did not present migratory behavior and was found
practically occupying the entire water column in the day and during the night. The same being
evidenced for the rotifers and the population of copepod T. minutus, potential preys of
Chaoborus larvae in this environment. The data had shown that, in the Lagoa do Nado, where
it has the presence of the planktivorous/omnivore fish, the diurnal vertical migration (DVM)
propagated through the different trophic levels, configuring what has been assigned as
behavioral interactions in cascade. In the Carioca Lake, in turn, due to almost absence of
vertebrate predators of zooplankton, the occurrence of the DVM in all planktonic community
was not evidenced, suggesting the importance of the trophic relations in the development of
this behavior.
50
Key words: diel vertical migration, rotifers, Chaoborus, cyclopoid copepods, behavioral
cascade
RESUMO: A propagação da migração vertical diária através da cadeia trófica aquática:
evidências de campo da hipótese da cascata comportamental. O presente estudo visou
examinar a distribuição vertical dia-noite das comunidades zooplanctônicas na Lagoa do
Nado (Belo Horizonte, MG) e na lagoa Carioca (PERD, MG). Nestes ambientes, apesar da
similaridade das comunidades planctônicas, a fauna íctica apresenta diferenças marcantes,
sendo predominantemente piscívora na lagoa Carioca e planctívora/onívora na Lagoa do
Nado. Nós testamos se o comportamento migratório das populações zooplanctônicas nestes
ambientes estaria relacionado com o tipo do predador de topo e se a teoria da cascata
comportamental poderia ser aplicada para explicar o comportamento migratório das
comunidades estudadas. A distribuição vertical dos organismos zooplanctônicos foi
examinada ao meio-dia e à meia-noite, nos períodos de abril e julho/agosto de 2003 para os
lagos estudados, utilizando-se uma armadilha Schindler-Patalas. Na Lagoa do Nado, a larva
do predador invertebrado Chaoborus apresentou um comportamento migratório bem nítido,
permanecendo no hipolímnio durante o período diurno e migrando para a superfície durante a
noite. Mesmo comportamento migratório foi observado para os rotíferos e a população do
copépodo Thermocyclops inversus, táxon dominante neste ambiente. Já na Lagoa Carioca, as
larvas de Chaoborus foram encontradas em toda a coluna de água tanto durante o dia quanto
durante a noite e não apresentaram comportamento migratório típico. O mesmo sendo
evidenciado para os rotíferos e a população do copépodo T. minutus, presas potenciais da
larva de Chaoborus neste ambiente. O estudo mostrou que, na Lagoa do Nado, onde há a
presença dos peixes planctívoros/onívoros, a migração vertical diurna (MVD) se propagou
através dos diferentes níveis tróficos, configurando o que diversos pesquisadores designaram
51
como interações comportamentais em cascata. Na lagoa Carioca, por sua vez, devido à quase
ausência de predadores vertebrados de zooplâncton, não foi evidenciada a ocorrência da MVD
em toda comunidade planctônica, evidenciando a importância das relações tróficas no
desenvolvimento deste comportamento.
Palavras-chave: migração vertical diária, rotíferos, Chaoborus, copépodos ciclopóides,
cascata de comportamento.
Introdução
A migração vertical diurna (MVD) é um fenômeno bem conhecido, realizado por
diversas espécies zooplanctônicas em ecossistemas marinhos e de água doce (Pearre, 2003).
No comportamento de MVD mais típico, também chamado MVD normal, o zooplâncton
permanece nos estratos superiores de um lago (epilímnio) durante a noite, migrando durante o
dia em direção às camadas mais frias e escuras (hipolímnio). Muitas hipóteses têm sido
propostas para explicar o significado funcional da MVD. Algumas têm sugerido que o
zooplâncton que se alimenta nas águas superficiais, mais quentes e gastam uma parte de seu
tempo nas camadas mais frias e profundas deveriam mostrar um aumento na eficiência
metabólica (Enright & Honegger, 1977). Entretanto, uma revisão recente da literatura mostrou
que existem poucas evidências que suportam esta hipótese (Hayes, 2003). Atualmente a
hipótese mais aceita é aquela que diz que o zooplâncton desenvolve MVD na tentativa de
diminuir o risco de predação, sendo suportada por inúmeros trabalhos observacionais e
experimentais (Zaret & Suffern 1976; Dodson, 1988; Lampert, 1989; Ringelberg, 1999).
A predação representa uma força seletiva importante sobre o comportamento e muitas
espécies respondem a estímulos ambientais (p.ex., mudanças nos níveis de luminosidade), de
maneira a reduzir a sobreposição espacial com os predadores visuais (Ringelberg, 1999). Mais
52
recentemente, pesquisadores observaram que determinadas espécies podem perceber a
presença de predadores, frequentemente através de sinais químicos (queromônios) e mudar a
amplitude da migração de uma maneira adaptativa visando aumentar o seu ―fitness‖ (Leibold,
1990; Neill, 1990; Loose & Dawidowicz, 1994, Nesbitt et al., 1996, Tollrian & Harvell 1999).
Assim, não somente o comportamento tem sido selecionado de modo a reduzir a predação,
mas também o comportamento pode ser modificado dependendo de mudanças de curto prazo
no risco de predação.
Quando os organismos zooplanctônicos respondem aos predadores pela modificação
de seu comportamento (Pangle et al., 2007) e outros caracteres fenotípicos (p.ex. morfologia,
Peacor & Werner, 1997) visando reduzir o risco de predação, isto pode ser considerado uma
interação indireta (não letal) entre os predadores e suas presas. Se as interações indiretas de
comportamento de uma categoria de tamanho (predador) afetam o comportamento de grupos
de menor tamanho (presas) e se estas presas forem predadores importantes de organismos
menores, pode ocorrer o que Romare & Hansson (2003) chamaram de uma ―cascata de
comportamento‖. Segundo estes autores, da mesma forma que os efeitos diretos (letais) das
interações predador-presa propagam-se através das cadeias tróficas (teoria da cascata trófica,
Carpenter et al., 1985), na ―cascata do comportamento‖, as respostas comportamentais
indiretas (não letais) induzidas pela presença de um predador de topo podem ser transmitidas
para os níveis tróficos abaixo. Tais interações comportamentais seriam potencialmente
importantes, devido ao fato que os ajustes comportamentais ocorreriam muito rapidamente e
seus resultados poderiam ser superiores aos efeitos puramente numéricos (abundância de
espécies de níveis tróficos inferiores).
Um predador induzindo a mudança de hábitat de sua presa é talvez o mecanismo mais
comum nas interações indiretas de comportamento em cascata (Trussell et al., 2006). Tais
mudanças são provavelmente governadas pela relação custo-benefício (―tradeoffs‖) entre o
53
forrageio e o risco de predação. Um exemplo desta ―cascata de comportamento‖ seria através
do comportamento de migração vertical diurna (MVD) em comunidades aquáticas.
A maior parte dos estudos comportamentais tem sido conduzida em experimentos de
laboratório de curta duração ou experimentos em mesocosmos ou enclosures (Lima, 1998) e,
portanto, estudos conduzidos no campo são necessários para referendar os achados obtidos em
pequenas escalas (Carpenter, 1996). Nosso estudo busca conduzir uma análise detalhada da
distribuição vertical dia-noite das comunidades zooplanctônicas em dois corpos de água
tropicais, a Lagoa do Nado (Belo Horizonte, MG), um reservatório tropical urbano e a lagoa
Carioca, um lago natural localizado no Parque Estadual do Rio Doce, Minas Gerais. Nestes
ambientes, existem semelhanças entre as comunidades planctônicas com a predominância de
pequenos taxa (rotíferos) e dominância de apenas uma espécie de copépodo em cada ambiente
– Thermocyclops inversus e T. minutus na Lagoa do Nado e na lagoa Carioca,
respectivamente. Além disso, nos ambientes estudados encontramos populações da larva do
predador invertebrado Chaoborus (Diptera, Chaoboridae), existindo também grandes
diferenças nas comunidades ícticas destes ambientes. No reservatório do Nado, a fauna íctica
é representada principalmente pelo exótico africano Tilapia rendalli (tilápia) e outros tais
como: Geophagus brasiliensis (cará), Astyanax spp (lambari), Poecilia sp (barrigudinho) e o
predador Hoplias malabaricus (traíra). Já na lagoa Carioca encontramos a ictiofauna
dominada por piscívoros alóctones introduzidos, principalmente Cichla cf. ocellaris
(tucunaré) e Pygocentrus natterei (piranha) (Latini et al., 2004). A hipótese a ser testada no
presente estudo pressupõe que, apesar da semelhança estrutural da comunidade
zooplanctônica entre a Lagoa do Nado e a lagoa Carioca, o padrão de MVD desenvolvido
pelo zooplâncton nestes ambientes seria diverso, refletindo as diferentes interações
comportamentais presa-predador entre estes dois sistemas. Especificamente, nós (a)
comparamos o comportamento migratório das populações zooplanctônicas entre os ambientes
54
estudados; (b) investigamos se os padrões de MVD encontrados estariam relacionados com o
tipo do predador de topo (vertebrado, invertebrado ou ambos) e (c) avaliamos se a teoria da
―cascata comportamental‖ (sensu Romare & Hansson, 2003) poderia ser aplicada nestes
sistemas para explicar o padrão de MVD das diferentes comunidades estudadas.
Áreas de Estudo
A Lagoa do Nado (ponto central = 19º49’56‖S, 43º57’34‖W), é um pequeno
reservatório localizado no Parque municipal Lagoa do Nado, no município de Belo Horizonte,
MG (Fig.1). Situado no centro de um pequeno vale, sendo rodeado em toda sua extensão por
vegetação secundária formada por árvores de grande porte (principalmente Eucalyptus spp.),
apresenta sua bacia de acumulação com formato cônico (Zmed : Zmax = 0,35), com uma
declividade linear ao longo de todo o terreno inundado. Foi formado pelo represamento da
água de três nascentes localizadas dentro da área do parque, sendo a sua saída de água
superficial e não manejada, não sofrendo qualquer oscilação de nível ao longo do ano. O
espelho d’água está a 770m de altitude, a área é de cerca 1,5 ha e a profundidade média de 2,7
m (Tabela I). Este reservatório meso-eutrófico (Bezerra-Neto & Pinto-Coelho, 2002)
desenvolve uma estratificação térmica estável que persiste de agosto a maio, apresentando
apenas um período de circulação durante o ano, em junho–julho. O epilímnio é bem
oxigenado, com o desenvolvimento de intensa anoxia no hipolímnio durante todo o período
de estratificação (Bezerra-Neto e Pinto-Coelho, 2004).
O Parque Estadual do Rio Doce (Fig. 2) constitui o maior remanescente do bioma
Mata Atlântica em Minas Gerais, totalizando 36.000 ha de florestas (5% do que havia
originalmente na região), rodeado por plantações de Eucalyptus spp, com os lagos ocupando
uma área de 3530 ha, correspondentes a 9,8% da sua área total (Barbosa, 1977). Na porção sul
do PERD, encontramos a lagoa Carioca (ponto central = 19º 45’S; 42º 37’W), objeto deste
55
estudo (Fig. 2), lago natural circundado por floresta do tipo ―Mata Atlântica‖ e que tem como
principais características morfométricas: perímetro 1718,6 metros; área 13,8 ha; volume: 677
x 103 m
3; profundidade máxima e média: 11,8 e 4,9 m, respectivamente (Tabela I). Trata-se
de um lago mesotrófico e monomítico-quente, com um curto período de circulação durante o
inverno (junho a agosto), permanecendo estratificado durante o restante do ano (Henry &
Barbosa,1989).
Material e Métodos
Os dados para este estudo foram coletados em 2003 em dois períodos climáticos
distintos (outono e inverno): dias 16 de abril e 30 de julho para a lagoa Carioca e 29 de abril e
07 de agosto para a Lagoa do Nado. Procurou-se assim, analisar a distribuição vertical dos
organismos zooplanctônicos em duas datas diferentes para reduzir os efeitos dos fatores
ambientais sobre o comportamento dos organismos estudados. Em cada data amostral, a
temperatura da água e o oxigênio dissolvido foram medidos através de perfis verticais a cada
0,5 m ao longo da coluna de água, utilizando-se um oxímetro-termístor digital Yellow Springs
(modelo YSI 55). A radiação subaquática (radiação fotossinteticamente ativa, RFA, 400-700
nm) foi medida utilizando-se o radiômetro Li-Cor com sensor esférico (modelo LI 193; Li-
Cor Inc). Para a estimativa da biomassa das algas (medido como clorofila-a), amostras de
água foram coletadas a 100%, 10%, 1% e zona afótica, utilizando-se uma garrafa de Van
Dorn de 5 l. A clorofila-a, corrigida para feopigmentos, foi determinada pelo método
espectrofotométrico proposto por Lorenzen (1967). A extração do pigmento foi realizada
usando acetona 90% a frio como solvente orgânico, por 24 horas. As amostras foram
mantidas a -25 oC (freezer convencional) até o processamento (APHA, 2000).
Para a análise da distribuição vertical do zooplâncton, amostras foram tomadas a cada
metro da coluna de água durante o dia (11:00-13:00 horas) e noite (23:00-01:00 horas),
56
utilizando-se uma armadilha acrílica do tipo Schindler-Patalas de 17 l, equipada com uma
rede de plâncton de 68 µm de abertura de malha. Para cada profundidade, amostras foram
coletadas de três diferentes pontos da zona limnética dos ambientes estudados. Na lagoa
Carioca e na Lagoa do Nado, os pontos escolhidos e marcados (bóias) localizavam-se na
região mais profunda destes ambientes (11,8 m e 6,5 m para a lagoa Carioca e Lagoa do
Nado, respectivamente). Após a filtragem, os organismos foram acondicionados em frascos
de polietileno de 300ml e corados pela adição do corante vital rosa de bengala. Transcorridos
dez minutos, a fixação foi realizada com uma solução de formalina com sacarose tamponada
no pH neutro com bórax para garantir uma concentração final de 4% (Haney and Hall 1973).
A identificação do zooplâncton foi realizada até o nível da espécie quando possível,
utilizando-se chaves taxonômicas e a partir de consultas à literatura especializada (Ruttner-
Kolisco, 1974; Rocha & Matsumura-tundisi, 1976; Koste, 1978; Sendacz & Kubo, 1982;
Matsumura-Tundisi & Rocha, 1983; Reid, 1985; Segers & Dumont, 1994; Elmoor-Loureiro,
1997).
Para a análise quantitativa, as amostras de zooplâncton foram contadas em sua
totalidade. Quando não era possível processar toda a amostra, sub-amostras foram contadas
em câmara de Sedgewick-Rafter sob microscópio binocular Leica DMLB. A sub-amostragem
foi realizada retirando-se alíquotas de 1 ml da amostra homogeneizada com o auxílio de uma
pipeta não-seletiva de Hensel-Stempel e visava alcançar o registro de, no mínimo, 250
indivíduos por amostra e um coeficiente de variação menor do que 0,20 entre as sub-amostras,
de acordo com as recomendações de McCauley (1984). Na contagem dos ciclopóides,
náuplios foram contados separadamente de copepoditos e adultos.
Todas as larvas de Chaoborus, coletadas conjuntamente com o zooplâncton, foram
contadas e medidas. As medições foram realizadas com auxílio de um microscópio
estereoscópico equipado com uma câmera de vídeo SONY-CCD conectado a um programa de
57
análise de imagens digital (Scion Image – Scion Corporation). A determinação dos instares
larvais foi feita a partir do comprimento da cápsula cefálica (Bezerra-Neto, 2001).
Para a análise da distribuição vertical dos organismos coletados, a profundidade média
durante o dia e noite para cada população zooplanctônica foi calculada de acordo com a
equação da profundidade média ponderada (PMP) de Frost e Bollens (1992):
i
ii
n
dnPMP
Onde ni é a densidade (número por litro) da população i e di é a profundidade da
amostra i, sendo esta considerada como o ponto médio de cada estrato de profundidade. Os
dados de abundância total dos organismos na coluna de água foram integrados (ind. m-2
).
Como critério na determinação do comportamento de MVD, nós testamos (teste t bi-caudal)
as diferenças de média de PMPs entre o dia e a noite das populações estudadas. Nós
consideramos a ocorrência de MVD quando a diferença entre as médias de PMP dia e noite
mostrou-se estatisticamente significativa (p < 0,05). A amplitude da migração (ΔZ) foi
determinada pela diferença entre a PMP dia e de noite, com valores positivos indicando MVD
normal e valores negativos indicando MVD reversa.
Resultados
Variação nas condições ambientais
Os perfis verticais de temperatura, concentração de oxigênio, radiação RFA e
concentração de clorofila-a nas datas de amostragem são mostrados na Fig. 3 e 4 para a Lagoa
Carioca e Lagoa do Nado, respectivamente. A coluna de água da Lagoa Carioca estava
termicamente estratificada em abril e em julho estava levemente estratificada, mais fria e
oxigenada. A variação de temperatura da água na superfície foi de 28-29 o
C em abril e 23 oC
em julho de 2003. Houve pouca diferença de temperatura entre o dia e a noite (<2 oC) nas
58
datas amostrais. Entretanto, houve uma grande diferença de temperatura entre a superfície e o
fundo (5 oC) em abril e uma pequena diferença em julho (2
oC) de 2003. Durante o dia e a
noite, as concentrações de oxigênio mostraram uma marcante diminuição com a profundidade
em abril, com baixas concentrações de oxigênio (<3 mg O2 l-1
) observadas a 5 e 6 m (Fig. 3).
Em julho, as concentrações de oxigênio também diminuíram com a profundidade, entretanto,
os valores de superfície (12-13 mg O2 l-1
) e de fundo (6-7 mg O2 l-1
) foram consideravelmente
maiores do que aqueles encontrados em abril. A profundidade de 1% do RFA (zona eufótica)
alcançou 4 m e 3m de profundidade em abril e julho, respectivamente. A concentração de
clorofila a mostrou uma distribuição não uniforme, com as maiores concentrações sendo
registradas abaixo da zona eufótica. Quando comparamos as concentrações entre os meses
estudados, destacam-se os valores médios na coluna de água registrados em julho (34 µg.l-1
),
três vezes superiores aos registrados em abril (11 µg.l-1
, Fig. 3).
A Lagoa do Nado apresentou estratificação térmica tanto em abril, quanto em agosto
de 2003. Em abril, o epilímnio tinha uma temperatura entre 24 – 25 oC e chegava a apenas 1
metro de profundidade, enquanto que em agosto de 2003, a camada de mistura estava a 20 –
22 oC e se estendia a 2 m de profundidade (Fig. 4). Da mesma forma do que na Lagoa
Carioca, houve pouca variação de temperatura entre o dia e a noite (< 2 oC) e a diferença de
temperatura entre a superfície e o fundo ficou na faixa de 3 oC para ambas datas amostrais.
Um padrão de distribuição de oxigênio do tipo clinogrado foi detectado na Lagoa do Nado em
abril e agosto de 2003, com o conteúdo de oxigênio reduzido a níveis próximos à anoxia no
hipolímnio (Fig. 4). A profundidade de 1% do RFA (zona eufótica) não variou, ficando em
2,5 m de profundidade tanto em abril quanto em agosto de 2003. A concentração de clorofila
a, diferentemente da Lagoa Carioca, apresentou picos de concentração (19 e 11 µg.l-1
em abril
e agosto, respectivamente) no limite entre o metalímnio e o hipolímnio do reservatório nos
dois períodos amostrais.
59
Densidade dos organismos zooplanctônicas
O zooplâncton de zona limnética na Lagoa do Nado foi representado, nas amostras de
abril e agosto de 2003, por 18 espécies de rotíferos, uma espécie de copépodo ciclopóide
(Thermocyclops inversus) e uma espécie de cladócero (Daphnia ambigua, que apareceu
somente nas amostras de agosto de 2003, Tab. II). A densidade média integrada total da
população zooplanctônica da Lagoa do Nado variou de 6,3 x106 ind.m
-2 em abril a 7,9 x10
6
ind.m-2
em agosto de 2003 (média das densidades dia e noite, Tab. III). Em abril de 2003, os
rotíferos foram numericamente dominantes, representando 61,9% da densidade relativa média
no período, seguidos pelos copépodos ciclopóides com 38,1%. Já em agosto a situação se
inverteu, com a maior densidade média integrada sendo alcançada pelos copépodos
ciclopóides ou 67,7% dos organismos amostrados, seguido pelos rotíferos com 26,2% e
cladóceros representando 6,1%. A população de T. inversus na Lagoa do Nado foi dominada
numericamente pelo estágio naupliar, compreendendo 80,1% e 56,2% da densidade relativa
média dos copépodos para os meses de abril e agosto de 2003, respectivamente (Tab. III). Das
13 espécies de rotíferos coletadas em abril e 13 em agosto, somente Brachionus falcatus, B.
mirus, Keratella cochlearis e Kellicottia bostoniensis (abril) e K. tropica, Polyarthra sp. e K.
bostoniensis (agosto), foram considerados suficientemente abundantes (pelo menos 2% da
abundância total durante o período amostral) para serem incluídas nas análises.
As densidades médias integradas durante o dia e a noite dos diferentes táxons
analisados da Lagoa do Nado podem ser vistas na Figura 5. Em abril de 2003, diferenças
significativas no número de organismos entre as amostras coletadas durante o dia e noite
(teste t, p< 0,05) foram detectadas para os rotíferos B. falcatus e B. mirus, sendo a razão entre
o número de animais capturados durante o dia e noite menor do que 1,0. Isto significa que
mais organismos foram contados nas amostras coletadas durante a noite do que naquelas
coletadas durante o dia. Em agosto de 2003, foram detectadas diferenças significativas entre o
60
número de organismos coletados durante o dia e a noite para náuplio, copepodito e adulto de
T. inversus e Daphnia ambigua e a razão, em todos os casos, foi < 1,0 (Figura 5).
Durante o período de estudo, apenas uma espécie de Chaoboridae foi encontrada na
Lagoa do Nado: Chaoborus (Sayomia) brasiliensis (Theobald, 1901). Esta é uma espécie
pequena (tamanho máximo do corpo e da cápsula cefálica, 8 mm e 0,86 mm, respectivamente)
quando comparada com a maioria das espécies deste gênero para as regiões temperadas
(Bezerra-Neto, 2001). A densidade média integrada total de Chaoborus na Lagoa do Nado
(dia e noite) apresentou uma tendência de declínio de abril (14,7 x103 ind.m
-2) a agosto de
2003 (6,2 x103 ind.m
-2), apesar desta diferença não ser estatisticamente significativa (teste t, p
> 0,05) (Tab. III). A densidade relativa média dos diversos instares larvais em abril foi de 1,
13, 30 e 56% para as larvas de I, II, III e IV instares, respectivamente. Já em agosto, as
densidades relativas médias da população de larvas de Chaoborus de I, II e III instares
compreenderam 1, 6 e 14% da densidade deste díptero, respectivamente, sendo que as larvas
de IV instar apresentaram uma dominância mais acentuada, com 79 % da abundância da
população (Tab. III). Foram encontradas diferenças significativas (teste t, p< 0,05) na
abundância das larvas de II, III e IV instares em abril e IV instar em agosto de 2003 entre as
amostras coletadas durante o dia e noite. As densidades das larvas de II e III instares foram
aproximadamente 2–3 vezes maiores durante a noite. Já no caso das larvas IV instar, as
diferenças entre as densidades amostradas durante o dia e a noite foram mais acentuadas,
sendo aproximadamente de 20 a 30 vezes maiores durante o período noturno, em comparação
com as densidades durante o período diurno (Figura 5).
A comunidade zooplanctônica da Lagoa Carioca em abril e julho compreendeu 18
espécies de rotíferos e duas espécies de copépodo ciclopóide (Thermocyclops minutus e
Microcyclops anceps), sendo que Microcyclops anceps apareceu apenas raramente (< 1% das
amostras, Tab. IV). A densidade média integrada total da população zooplanctônica
61
apresentou um aumento acentuado e estatisticamente significativo (teste t, p< 0,05) entre abril
(2,6 x106 ind.m
-2) e julho (5,7 x10
6 ind.m
-2) de 2003 (média das densidades dia e noite, Tab.
V). Os copépodos ciclopóides foram os organismos zooplanctônicos mais abundantes,
compreendendo 98,4% em abril e 90,6% em julho dos organismos amostrados. Entre estes, os
náuplios foram as formas mais representativas com 75,9% e 63,8% da densidade relativa
média entre os copépodos para os meses de abril e julho de 2003, respectivamente. Os
rotíferos, por sua vez, apresentaram uma densidade média integrada muito pequena em abril
(41,9 x103 ind.m
-2), quando comparada com julho de 2003 (534,8 x10
3 ind.m
-2) (média das
densidades dia e noite, Tab. V) e, das 13 espécies em abril e 14 espécies em julho de 2003,
apenas Hexarthra sp., Collotheca sp. e Ptygura sp. (abril) e Hexarthra sp. (julho), foram
considerados suficientemente abundantes para serem incluídas nas análises. A dominância de
Hexarthra sp. entre os rotíferos foi marcante nos dois períodos estudados, com uma
contribuição de 86% e 98% da densidade relativa média das amostras coletadas em abril e
julho de 2003, respectivamente. Apenas para o rotífero Hexarthra sp. em abril de 2003 e para
copepodito de T. minutus em julho de 2003, foram encontradas diferenças significativas (teste
t, p< 0,05) na abundância entre as amostras coletadas durante o dia e noite. A razão foi < 1,0
para Hexarthra sp. indicando que as maiores densidades foram amostradas durante o período
noturno quando comparado ao período diurno. A mesma razão foi > 1,0 para os copepoditos
de T. minutus, indicando que mais organismos foram contados nas amostras coletadas durante
o dia (Fig. 7).
Larvas de duas espécies de Chaoborus (ainda não identificadas) foram encontradas na
Lagoa Carioca. O tamanho da cápsula cefálica das espécies permitiu uma determinação
acurada dos diversos instares larvais. O tamanho máximo do corpo (12,42 mm) e da cápsula
cefálica (1,71 mm) encontrado para as populações de Chaoborus na Lagoa Carioca foi bem
superior ao encontrado para a população de C. brasiliensis na Lagoa do Nado. Além do
62
comprimento do corpo, as populações de Chaoborus spp. da lagoa Carioca apresentaram
também uma grande abertura de boca (média para larvas de IV instar, 670 µm) fator
determinante do tamanho máximo de presa passível de ser ingerida, enquanto que as larvas de
IV instar de C. brasiliensis na L. do Nado apresentaram uma abertura de boca pequena,
girando em torno de 470-540 µm.
A densidade média integrada total da larva de Chaoborus spp. na Lagoa Carioca foi
significativamente menor (teste t, p< 0,05) em julho (8,5 x103 ind.m
-2) quando comparado
com a abundância de abril de 2003 (23,3 x103 ind.m
-2) (média das densidades dia e noite, Tab.
V). A densidade relativa média dos diversos instares de desenvolvimento larval em abril de
2003 foi de 21%, 30%, 30% e 19 % para as larvas de I, II, III e IV instares. Em julho de 2003,
houve uma dominância das larvas de IV instar (47%), seguido pelas larvas de III, II e I
instares com 25%, 17% e 11%, respectivamente (Tab. V). Foram encontradas diferenças
significativas (teste t, p< 0,05) na abundância entre o dia e noite apenas para as larvas de III
instar em julho de 2003, com mais larvas sendo amostradas durante o período noturno (Figura
7).
Distribuição vertical dos organismos zooplanctônicos
A distribuição vertical e a profundidade média ponderada (PMP) dia e noite da
comunidade zooplanctônica na Lagoa do Nado durante os meses de abril e agosto de 2003,
são mostradas na Figura 5 e 6, respectivamente. Foram encontradas diferenças significativas
(teste t, p < 0.05) na distribuição vertical dia e noite para larvas de Chaoborus do I ao IV
instar em abril e de III e IV instares em agosto de 2003, mostrando que estes organismos
desenvolveram migração diária normal, permanecendo nas águas profundas durante o dia e
ascendendo à noite para as camadas superficiais. A exceção foram as larvas de I e II instares
em agosto, onde tal comportamento não se mostrou tão evidente, não sendo detectadas
63
diferenças significativas na distribuição vertical dia/noite (Figuras 5 e 6). O fenômeno do
gradual aumento na amplitude da migração (diferença entre a profundidade diurna e noturna)
dos estágios ontogenéticos iniciais das larvas de Chaoborus para os finais não foi observado.
Durante o período de abril de 2003, quando todos os instares larvais foram abundantes na
coluna de água, não foram detectadas diferenças significativas na amplitude da migração entre
eles (teste t, p>0,05). A amplitude de migração das larvas de Chaoborus na Lagoa do Nado
foi de 2,1 m (± 0,19), 2,9 m (± 0,15), 2,9 m (± 0,19) e 2,2 m (± 0,19) para as larvas de I, II, III
e IV instares em abril de 2003, respectivamente. Em agosto os valores da amplitude da
migração vertical sofreram uma redução significativa (teste t, p < 0.05) para as larvas de III e
IV instares, passando para 1,3 m (± 0,53) e 1,3 m (± 1,08), respectivamente. Todos os instares
larvais mostraram uma tendência de permanecer no estrato 2,5 – 3,5 m durante a noite (> 50%
da densidade relativa média) tanto em abril quanto em agosto de 2003, permanecendo assim
dentro da oxiclina, ou seja, em uma concentração de oxigênio abaixo de 2 mg O2.l-1
(Figuras 4
e 6).
As formas náuplio, copepodito e adulto do copépodo T. inversus na Lagoa do Nado
apresentaram diferenças significativas na distribuição entre o dia e a noite (teste t, p<0,05),
exibindo migração vertical diária normal tanto em abril quanto em agosto de 2003 (Figuras 5
e 6). Os organismos permaneceram nas maiores profundidades durante o dia e exibiram uma
ascensão vertical à noite, com todos os estágios se comportando de modo similar (i.e. toda a
população realizando MVD). Foi observado para o copépodo T. inversus um pronunciado e
significativo aumento (teste t, p<0,05) na amplitude da migração dos estágios ontogenéticos
iniciais para os finais. Durante todo o período de abril e agosto de 2003, a amplitude de
migração dos estágios adultos de T. inversus (1,43 m ± 0,15 em abril e 1,6 m ± 0,36 em
agosto de 2003) foi significativamente maior (teste t, p<0,05) do que a amplitude de migração
apresentada por copepoditos (0,73 m ± 0,23 em abril e 1,1 m ± 0,26 em agosto de 2003) e
64
estes, por sua vez, apresentaram uma amplitude de migração maior do que os náuplios (0,4 m
± 0,17 em abril e 0,5 m ± 0,36 em agosto de 2003), como pode ser observado na Figura 6. A
PMP durante o período diurno de todos os estágios de T. inversus mostrou um padrão
associado com a concentração do OD e a intensidade de luz na coluna de água. Tanto em abril
quanto em agosto de 2003, os diferentes estágios de desenvolvimento estavam mais
concentrados nas camadas de água com baixa oxigenação e sob baixos níveis de intensidade
de luz (< 1% da irradiância RFA da superfície) durante o dia (Figuras 4 e 6).
Para a população de D. ambigua, que apareceu somente nas amostras de agosto de
2003, a MVD foi indetectável, não havendo diferenças significativas (teste t, p>0,05) entre a
distribuição dia/noite (Figuras 5 e 6). Dois aspectos merecem atenção: (1) não houve
diferenças significativas (teste t, p>0,05) entre a distribuição de densidade durante o dia e a
noite entre as formas jovens e adultas de D. ambigua, sendo as mesmas somadas e (2) da
mesma forma que a população de T. inversus, D. ambigua se concentrou (> 70%) abaixo de
2,5 metros tanto no período diurno quanto noturno, mantendo-se, portanto, em camadas com
água com baixas tensões de oxigênio (< 2 mg O2.l-1
) e sob baixos níveis de intensidade de luz
(< 1% da irradiância RFA da superfície) durante o dia (Figuras 4 e 6).
A amplitude e a intensidade da migração vertical diária variaram entre os períodos
para os rotíferos amostrados na Lagoa do Nado (Figuras 5 e 6). Em abril de 2003, todos os
táxons analisados (B. falcatus, B. mirus e K. cochlearis), à exceção de K. bostoniensis,
exibiram uma MVD normal, apresentando diferenças significativas na distribuição dia/noite
(teste t, p<0,05). Entretanto, a amplitude da migração foi pequena, representando 0,6 m ± 0,3
(B. falcatus), 0,7 m ± 0,3 (B. mirus) e 0,8 m ± 0,6 (K. cochlearis). Em agosto de 2003, em
contraste, não foi detectado um padrão nítido de MVD para os rotíferos durante este período
de estudo, não havendo diferenças significativas na distribuição dia/noite (teste t, p>0,05)
para os organismos estudados (Figura 6).
65
A distribuição vertical e a profundidade média ponderada (PMP) dia/noite da
comunidade zooplanctônica na Lagoa Carioca durante os meses de abril e agosto de 2003 são
mostradas nas Figuras 7 e 8, respectivamente. Apenas as larvas de Chaoborus de I instar em
abril e de IV instar em julho de 2003 exibiram uma significativa MVD normal, permanecendo
nas camadas mais profundas durante o dia e ascendendo para as camadas superficiais à noite.
Para o restante da população, entretanto, tal comportamento não foi detectado, não sendo
encontradas diferenças significativas (teste t, p > 0,05) na distribuição vertical dia e noite
tanto em abril quanto em julho de 2003, mostrando que estes organismos foram encontrados
em toda a coluna de água tanto de dia quanto à noite.
Os diferentes estágios de desenvolvimento (náuplio, copepodito e adulto) do copépodo
T. minutus na Lagoa Carioca não apresentaram diferenças significativas (teste t, p>0,05) na
distribuição dia/noite, não exibindo, portanto, comportamento de migração vertical diária
tanto em abril quanto em agosto de 2003. Diferentemente da população de copépodos na L.
do Nado, a população de T. minutus na L. Carioca foi encontrada, nos meses de abril e agosto
de 2003, homogeneamente distribuída nas diversas profundidades da coluna de água, tanto
durante o período diurno quanto no período noturno (Figuras 7 e 8).
Os rotíferos amostrados na Lagoa Carioca não apresentaram nenhum padrão
consistente de movimentação vertical, não havendo diferenças significativas na distribuição
dia/noite (teste t, p>0,05), tanto em abril quanto em julho de 2003 (Figuras 7 e 8). Entretanto,
enquanto que a PMP de abril de 2003 durante o período diurno e noturno para Hexarthra sp.,
Collotheca sp. e Ptygura sp. foi de aproximadamente 4 metros, em julho, ela ficou em 2
metros para Hexarthra sp., mostrando que esta população passou a ocupar as águas
superficiais durante este período (Fig. 8).
66
Discussão
A distribuição vertical da comunidade zooplanctônica em dois corpos de água em
Minas Gerais foi avaliada para verificar a ocorrência ou não da migração vertical diurna. As
características físicas e químicas dos corpos de água estudados foram em geral bastantes
similares, devido principalmente às influências climáticas e às características morfométricas,
o que determina a ambos um regime térmico do tipo monomítico quente. Estas
características, entretanto, não podem ser utilizadas para explicar a distribuição vertical das
comunidades analisadas. Enquanto que na Lagoa do Nado a migração vertical apresentou-se
como um comportamento ubíquo no zooplâncton, na Lagoa Carioca, por sua vez, este
comportamento foi praticamente indetectável. A explicação para as diferenças encontradas no
comportamento migratório das comunidades zooplanctônicas analisadas pode estar nas
diferenças de estrutura da comunidade ictiológica entre a Lagoa Carioca e a Lagoa do Nado.
Entre as décadas de 60 e 70 houve a introdução do tucunaré (Cichla cf. ocellaris) e da
piranha (Pygocentrus natterei) nos lagos do trecho médio da bacia do Rio Doce (Godinho et
al., 1994) e diversos trabalhos (Godinho et al., 1994; Godinho, 1996; Latini 2001; Latini et al.
2005) têm mostrado que estas introduções resultaram na diminuição da riqueza das espécies
nativas de peixes. Na Lagoa Carioca, Vasconcellos et al. (2005), em coletas realizadas entre
outubro de 2002 a julho de 2003, reportaram a ocorrência, além dos gêneros Cichla e
Pygocentrus, do predador Clarias gariepinus (bagre africano), espécie reconhecida pela sua
voracidade e capacidade de colonização de ambientes. Quando comparamos os resultados dos
trabalhos de Sunaga & Verani (1991) sobre a composição em biomassa da comunidade
ictiológica da Lagoa Carioca no anos de 1983-1987, com os resultados de Latini et al. (2005),
observamos que houve o desaparecimento de 7 espécies nativas, destacando-se a ausência do
caraciforme forrageiro Astyanax fasciatus, e o registro de 6 novas espécies alóctones. Já o
trabalho de Bezerra-Neto et al. (em preparação) sobre a biodiversidade aquática de alguns
67
lagos do PERD, mostrou um panorama ainda mais dramático, pois, das 7 espécies nativas
capturadas por Vasconcellos et al. (2005), apenas 3 (Hoplias malabaricus, Hoplerythrinus
unitaenianus e Trachelyopterus striatulus), foram reportadas.
Em lagos sem peixes planctívoros, espécies de chaoborídeos não migrantes e de
grande porte (p.ex., C. obscuripes, C. americanus) são normalmente dominantes (Wissel &
Bendorf, 1998). Estas populações podem diminuir ou até mesmo suprimir todo tipo de
zooplâncton, de rotíferos a grandes cladóceros (p.ex., Daphnia) (Sweetman & Smol, 2006).
Similarmente, em lagos em que houve um aumento excessivo da piscivoria por manipulação
acidental ou intencional, alguns estudos (Wissel et al. 2000; Bendorf et al. 2000) mostram que
(a) as larvas de Chaoborus de grande porte podem se desenvolver incontroladamente e (b) um
aumento da pressão de predação exercida por estes invertebrados sobre a comunidade
zooplanctônica pode ser maior do que a exercida pelos peixes planctívoros. Isto se dá
principalmente pela liberação da pressão de predação dos peixes planctívoros sobre os
predadores invertebrados, permitindo que estes desenvolvam populações abundantes.
Entretanto, se os efeitos dos predadores invertebrados sobre as comunidades planctônicas
devido ao excesso de piscivoria (e declínio dos planctívoros) são conhecidos, os efeitos sobre
o comportamento migratório destas comunidades são ainda pouco explorados na literatura
científica.
Na Lagoa Carioca, a introdução de peixes piscívoros alóctones e a conseqüente perda
de espécies da fauna íctica nativa permitiu que o predador invertebrado Chaoborus fosse
encontrado em altas densidades (Tab. V) tanto durante dia quanto à noite na coluna de água,
permanecendo assim nos hábitats preferenciais de suas presas (organismos zooplanctônicos).
Na ausência de um refúgio que os protegesse da predação por Chaoborus, os organismos
planctônicos buscaram diminuir a sobreposição espacial com o predador invertebrado através
de uma distribuição uniforme em toda coluna de água, também durante dia e noite. Como
68
praticamente todos os instares larvais de Chaoborus também estão distribuídos
uniformemente em toda a coluna de água, o risco de predação torna-se similar entre as
diferentes profundidades. Uma exceção à ausência de comportamento migratório entre as
larvas de Chaoborus na lagoa Carioca foi observada para as larvas de I e IV instar em abril e
julho, respectivamente. As larvas de Chaoborus de IV instar subiram para camadas mais
superficiais durante o período noturno, sendo este também o comportamento apresentado
pelas larvas de I instar. Uma explicação para o comportamento apresentado especificamente
por estes dois instares larvais de Chaoborus pode residir na ocorrência de canibalismo entre
as larvas. Existem estudos que mostram que o canibalismo é comum entre larvas de
Chaoborus (Fedorenko, 1975; von Ende, 1979; Hanazato & Yasuno, 1989b), sendo este,
juntamente com a predação por peixes, os principais fatores controladores da densidade destas
populações em lagos. A ocorrência de predação de larvas de IV instar sobre larvas de I instar
é possível devido a estas últimas estarem numa faixa de tamanho que possibilitaria a ingestão
pelas primeiras.
Existem indícios na literatura que as populações de Chaoborus na lagoa Carioca
apresentavam comportamento migratório e ocorriam neste ambiente em densidades bem
menores no início da década de 80, antes das introduções de espécies exóticas piscívoras neste
lago. Sunaga & Verani (1991) estudaram o ritmo de atividade e hábitos alimentares do peixe
forrageiro Astyanax bimaculatus em 1983. Estes autores mostraram que Astyanax alimentava-
se ativamente durante o período diurno e no conteúdo estomacal destes peixes foram
encontradas entre outros, cladóceros, ostrácodos, larvas de chironomídeos e copépodos
ciclopóides. Entretanto, não foram registradas larvas de Chaoborus entre os itens alimentares
de Astyanax. Durante este mesmo ano foram conduzidos estudos sobre a comunidade
zoobentônica neste lago (Fukuhara et al., 1997), que mostraram que a larva de chaoborídeo
dominava a comunidade zoobentônica, com densidades no sedimento variando de 155 a 400
69
ind. m-2
. Estes dados nos mostram claramente que havia larvas de chaoborídeos na lagoa
Carioca no ano de 1983 em baixas densidades e também, devido à ausência destes organismos
no conteúdo estomacal dos peixes forrageiros diurnos Astyanax, que provavelmente estes
organismos permaneciam no sedimento durante o dia e migravam para a coluna de água
durante o período noturno.
Podemos observar que, além da ausência da migração vertical diurna na comunidade
planctônica da Lagoa Carioca, houve também uma simplificação das cadeias tróficas com a
ausência de diversos táxons nas comunidades planctônicas (ausência de copépodos calanóides
e cladóceros). Além disso, os baixos valores de densidade e riqueza apresentados pelas
populações de rotíferos amostrados, com a dominância quase total de Hexarthra sp.
(principalmente no mês de julho de 2003), nos dão uma indicação de que também estas
populações estão sujeitas a uma forte pressão de predação, já que elas são o alimento
preferido para todos os instares de chaoborídeos (Moore, 1994, Wissel & Bendorf, 1998).
Na Lagoa do Nado, por sua vez, com uma comunidade ictiológica caracterizada pela
ausência de piscívoros invasores, o comportamento migratório foi quase uma unanimidade.
Neste ambiente, o comportamento e as características das populações de Chaoborus parecem
ser determinantes na compreensão do comportamento do restante da comunidade
zooplanctônica. Os diferentes estágios larvais de Chaoborus na Lagoa do Nado
permaneceram próximos ou enterrados no sedimento durante o dia, com ascensão para as
camadas mais superficiais durante a noite. Isto fica mais evidenciado pelo aumento nas
densidades das larvas durante o período noturno quando comparado ao período diurno. Neste
caso, a permanência das larvas próximo ou no sedimento durante o dia impossibilitaria a
amostragem pela armadilha de Schindler-Patalas, o que provocaria o déficit numérico destes
organismos durante o dia. Em ambos os períodos (diurno e noturno) a profundidade média
larval de todos os instares foi no/ou abaixo do limite crítico de oxigênio (concentração de
70
oxigênio abaixo de 1 mg O2.l-1
). Segundo Davis (1975), o limite crítico de concentração
oxigênio na massa de água para peixes gira em torno de 1 a 2 mg O2.l-1
, dependendo da
espécie e da temperatura a que ela estiver submetida. Apesar da pequena profundidade da
Lagoa do Nado (prof. máx. = 6,5 m), houve a formação, a partir de aproximadamente 2
metros em abril e 3 metros em agosto de 2003, de uma camada anóxica, transformando-se em
uma barreira à predação pelos peixes e consequentemente, em um refúgio à comunidade
zooplanctônica. Assim, mesmo durante a noite, a maior parte dos instares larvais de
Chaoborus não foi encontrada nos locais onde poderia haver peixes. A relação entre o limite
crítico de oxigênio e a distribuição de C. brasiliensis encontrado na Lagoa do Nado foi
bastante similar aos resultados encontrados por Rine & Kesler (2001), trabalhando com C.
punctipennis no Lago Poplar Tree, USA. Estes autores monitoraram a profundidade média
das larvas de C. punctipennis (dia e noite) e a concentração crítica de oxigênio no período de
outono (início de outubro), durante 13 anos, detectando correlação significativa entre estes
fatores. Apesar da importância do oxigênio em determinar mudanças na distribuição vertical
ser evidente para as larvas de Chaoborus (Bezerra-Neto & Pinto-Coelho, 2007), diversos
estudos mostram que outros fatores, como a intensidade luminosa e os estímulos químicos
produzidos pelos peixes (queromônios), podem ser utilizados pelas larvas para acessar o risco
de predação e estimular diretamente a migração vertical diurna (Tjossen, 1990; López &
Cressa, 1996; McQueen et al., 1999).
A MVD desenvolvida por Chaoborus na Lagoa do Nado foi um comportamento
também observado na cadeia trófica abaixo, entre microcrustáceos e rotíferos. Os
microcrustáceos na Lagoa do Nado, representados principalmente pelo copépodo ciclopóide
T. inversus e pelo cladócero D. ambigua apresentaram um comportamento migratório distinto.
A população de T. inversus mostrou um padrão migratório normal, com um aumento de
densidade nas camadas profundas, anóxicas e sem luz durante o dia e a ascensão para as
71
camadas superficiais durante a noite. Um estudo sobre a variação sazonal da MVD entre as
populações de T. inversus e Chaoborus na Lagoa do Nado (Bezerra-Neto & Pinto-Coelho,
2007), mostrou que T. inversus evita as águas superficiais durante o dia para fugir da predação
por peixes e o hipolímnio durante a noite para evitar a sobreposição espacial com a larva de
Chaoborus. Além disso, estes autores observaram que este comportamento é sincronizado e
constante ao longo do ano para estas populações. Já as diferenças ontogenéticas no
comportamento de MVD de T. inversus, corroboram os resultados de outros trabalhos sobre o
tema (Makino et al. 2003; Irigoien et al. 2004; Perticarrari et al. 2004), mostrando que as
formas mais desenvolvidas (adultos e copepoditos) deste táxon desenvolvem uma maior
amplitude de migração e são mais aptas a resistir aos rigores da hipoxia.
Diferentemente da população de T. inversus, a população de D. ambigua, não
desenvolveu MVD e a média da população permaneceu na profundidade de 3 metros tanto
durante o dia quanto à noite. Nesta profundidade, durante o dia, a radiação
fotossinteticamente ativa (RFA) estava abaixo de 1% enquanto que a concentração de
oxigênio era menor do que 1 mg O2.l-1
, indicando que D. ambigua também utiliza as camadas
hipóxicas e não iluminadas da camada superior do hipolímnio como um ―refúgio‖ contra a
predação por peixes. Além das condições de hipoxia, a camada superior do hipolímnio
apresentou elevados valores de clorofila-a e a temperatura da água no hipolímnio superior
pouco diferia da temperatura da água do epilímnio (≈ 3oC). O alimento abundante e as
condições de temperatura da água abaixo e acima da termoclina portanto, também ajudam a
explicar a ausência de MVD típica para a população de D. ambigua encontrada na Lagoa do
Nado. Estes resultados corroboram o estudo de Weider & Lampert (1985), que mostra que
dafinídeos podem sobreviver e reproduzir em concentrações de oxigênio tão baixas quanto 0,5
mg O2.l-1
desde que sejam capazes de sintetizar grande quantidades de hemoglobina.
Ausência de MVD e/ou a utilização de um ―refúgio‖ de oxigênio por estes organismos
72
também já foram reportados por outros estudos (Hanazato et al., 1989a; Leibold, 1990; Loose
& Dawidowicz, 1994; Vos et al. 2002; Muluk & Bekliogu, 2005). No lago Lawrence p.ex., a
população de Daphnia pulicaria tornou-se inteiramente hipolimnética no período em que as
populações de bluegill sunfish aumentaram sua densidade e começaram a se alimentar nas
zonas pelágicas (Leibold 1990). Loose & Dawidowicz (1994) por sua vez, mostraram que
indivíduos de um clone de D. magna permaneceram próximos ao fundo de seus tubos
experimentais, dia e noite, sob efeitos de altas concentrações de queromônios de peixes na
água. Já Muluk & Bekliogu (2005), mostraram que populações de Daphnia pulex no lago
Emyr (Turquia) permanecem no hipolímnio, sob condições de hipoxia, durante dia e noite
buscando um refúgio contra a predação por peixes. Outro fator importante no entendimento
da ausência de MVD da população de D. ambigua diz respeito à sobreposição espacial entre
estes organismos e a população de Chaoborus durante a noite. Neste período, a população de
D. ambigua não evitou a sobreposição espacial com as larvas de Chaoborus, o que poderia
significar um comportamento atípico quando comparado àqueles desenvolvidos pelas
populações de rotíferos e copépodos do lago. Entretanto, as formas adultas de D. ambigua
(≈1,4 mm) estão além do tamanho da boca da larva de IV instar de Chaoborus brasiliensis
(≈500µm) e, portanto livres da predação por este invertebrado. As formas jovens, por seu
turno, estavam protegidas pela formação do espículo dorsal ―neckteeth‖ (Mello, comunicação
pessoal).
A ausência da migração de D. ambigua também reforça a tese de Relya (2003) de que as
presas, quando em contato com múltiplos predadores (no caso peixes e Chaoborus)
responderiam de maneira efetiva àquele que oferecesse o maior risco. O fato de uma presa de
uma única espécie responder de maneira diversa a diferentes predadores ou ao
comportamento do predador sugere que a presa pode discriminar entre as diferentes
características específicas do predador. Presas que precisam conviver com predadores
73
altamente móveis (peixes) ou do tipo senta e espera (p.ex., Chaoborus), como acontece na
Lagoa do Nado, precisam pesar os custos e benefícios associados às respostas indiretas (p.ex.,
MVD) à presença do predador.
Algumas espécies de rotíferos brachionídeos (abril de 2003) e os microcrustáceos D.
ambigua e T. inversus (agosto de 2003) apresentaram valores de densidade durante a noite
superiores aos apresentados durante o dia. Nós vemos três possíveis mecanismos que
poderiam explicar este déficit no número de organismos encontrados para algumas espécies
durante o período diurno: (1) os organismos conseguem evitar ativamente a armadilha de
Schindler-Patalas durante o dia através de fuga (natação), (2) os organismos se mantém logo
acima do sedimento durante o dia, evitando passivamente a coleta com a armadilha e (3) a
migração horizontal diária, com os organismos evitando a zona pelágica durante o dia. A
explicação de que os animais evitariam o aparato amostrador durante o dia é improvável,
porque deveríamos esperar que este comportamento fosse mais evidente em copépodos do
que cladóceros. De um modo geral, cladóceros e rotíferos são considerados pouco hábeis no
mecanismo de evasão (de predadores ou aparatos limnológicos), enquanto copépodos e
Chaoborus são considerados mais eficientes na fuga (O'Brien, 1979). A ocorrência dos
organismos próximos ao sedimento ou a migração horizontal seriam mecanismos razoáveis na
explicação do déficit diurno. A migração horizontal diária é possível uma vez que há na
Lagoa do Nado, uma zona litoral com macrófitas bastante desenvolvida. Já a presença dos
organismos próximos ao sedimento e, portanto impedidos de ser coletados com a armadilha
também pode ser possível, apesar do aumento da sobreposição espacial com as larvas de
Chaoborus que no período diurno também ocupam o fundo do lago.
Além da larva de Chaoborus e dos copépodos, nós observamos um comportamento
migratório para algumas espécies de rotíferos na Lagoa do Nado, apesar de não ter sido tão
pronunciado como observado para os táxons anteriormente citados. As espécies que
74
apresentaram MVD estavam entre as dominantes em abril de 2003: B. falcatus, B. mirus e K.
cochlearis. Alguns estudos de campo (Stich & Lampert, 1981; Ohman, 1983) sugerem que os
rotíferos podem mostrar movimentos bem definidos, em pequena escala (de menos de 1
metro) por um período de tempo de diversas horas, os quais são negativa e significantemente
correlacionados com o movimento diário de predadores (por exemplo, a larva de Chaoborus).
Gilbert & Hampton (2001), mostraram que Polyarthra remata realiza MVD reversa,
permanecendo durante o dia na superfície e migrando para as camadas mais profundas à noite
para evitar a predação do copépodo Tropocyclops extensus. O comportamento migratório das
espécies de rotíferos na Lagoa do Nado, permanecendo abaixo da termoclina durante o dia e
subindo para o epilímnio à noite, pode ser uma resposta à predação por Chaoborus,
principalmente porque todos os instares larvais de Chaoborus utilizam os rotíferos como
alimento (Moore et al., 1994; Wissel & Benndorf, 1998; Arcifa, 2000).
O comportamento migratório observado pela comunidade zooplanctônica na Lagoa do
Nado, onde a ocorrência de MVD em Chaoborus determina o comportamento migratório das
suas presas potenciais, configura o que Romare & Hansson (2003) definiram como interações
comportamentais ―em cascata‖. Estes autores conduziram um experimento onde foram
adicionados piscívoros (presos em caixas permeáveis) a enclosures com peixes planctívoros
(roach) e zooplâncton herbívoro (Daphnia). A simples presença dos piscívoros fez com que
os peixes planctívoros permanecessem mais tempo nos hábitats seguros (vegetação colocada
no enclosure) e isto engatilhava um comportamento de migração horizontal por parte dos
dafinídeos para as regiões abertas do enclosure (sem vegetação). Nossos resultados
corroboram e estendem as conclusões de Romare & Hansson (2003) evidenciando a
contribuição da migração vertical diária (como um efeito não letal da predação) na
estruturação das comunidades planctônicas.
75
Como conclusão, nosso estudo mostrou que, dependendo da identidade do predador de
topo para a comunidade planctônica, Chaoborus (Lagoa Carioca) ou peixes (Lagoa do Nado),
o comportamento migratório de todas as populações envolvidas pode ser completamente
diferenciado. Este estudo também mostrou que, na Lagoa do Nado, onde há a presença dos
peixes planctívoros/onívoros, a migração vertical diurna (MVD) se propagou através dos
diferentes níveis tróficos, configurando o que diversos pesquisadores designaram como
interações comportamentais em cascata. Além disso, nosso estudo enfatiza a natureza
complexa do impacto de espécies de peixes invasoras, atuando na estrutura e até mesmo no
comportamento das comunidades planctônicas, como vimos na lagoa Carioca. Entretanto,
diversas questões ainda permanecem em aberto, merecendo novas abordagens, principalmente
de cunho experimental, para uma melhor compreensão sobre as relações predador-presa nos
sistemas estudados. Entre estas poderíamos destacar (1) a necessidade de compreendermos
melhor a taxonomia e a dinâmica sazonal das populações de Chaoborus na lagoa Carioca; (2)
testar se as populações estudadas apresentam plasticidade comportamental às mudanças na
densidade (presença ou ausência, p.ex.) dos seus predadores potenciais e (3) determinar a
magnitude relativa dos efeitos não-letais comparado com os efeitos letais e como eles são
transmitidos através da cadeia trófica.
Agradecimentos
Os autores agradecem aos funcionários do Parque Lagoa do Nado e do Parque
Estadual do Rio Doce pelo apoio logístico em campo. Especial agradecimento à Dra. J. W.
Reid por sua assistência na identificação taxonômica; ao Programa de Pesquisas Ecológicas
de Longa Duração – Sítio 4 (PELD – CNPq) pelo suporte logístico a este estudo; ao CNPq,
pela bolsa de doutorado (processo nº 140486/2002-0) ao primeiro autor.
76
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84
Tabelas e Figuras
Tabela I – Características morfométricas da Lagoa do Nado, Belo Horizonte – Minas Gerais e
da Lagoa Carioca – Minas Gerais.
Tabela II – Composição específica e classes de freqüência dos diferentes grupos
zooplanctônicos na Lagoa do Nado, no período de abril e agosto de 2003.
Tabela III – Densidade numérica integrada média (ind. m-2
± desvio padrão) dos principais
grupos taxonômicos e fases de desenvolvimento de Copepoda e Chaoborus encontrados na
Lagoa do Nado em abril e agosto de 2003.
Tabela IV – Composição específica e classes de freqüência dos diferentes grupos
zooplanctônicos na Lagoa Carioca, no período de abril e julho de 2003.
Tabela V – Densidade numérica integrada média (ind. m-2
± desvio padrão) dos principais
grupos taxonômicos e fases de desenvolvimento de Copepoda e Chaoborus encontrados na
Lagoa Carioca em abril e julho de 2003.
Figura 1 – Localização e aerofotografia mostrando ao centro a Lagoa do Nado, Belo
Horizonte – Minas Gerais (Fonte: PRODABEL S/A).
Figura 2 – Localização de parte do Sistema Lacustre da bacia do médio Rio Doce no sudeste
do Brasil. A seta indica a Lagoa Carioca com o seu mapa batimétrico em detalhe.
Figura 3 – Perfis verticais de temperatura (ºC), oxigênio dissolvido (mg O2.l-1
), radiação RFA
(%) e clorofila –a (µg.l-1
) na Lagoa Carioca durante os períodos de 16/17 de abril (1) e 30/31
de julho (2) de 2003.
85
Figura 4 – Perfis verticais de temperatura (ºC), oxigênio dissolvido (mg O2.l-1
), radiação RFA
(%) e clorofila –a (µg.l-1
) na Lagoa do Nado durante os períodos de 29/30 de abril (1) e 07/08
de agosto (2) de 2003.
Figura 5 – Distribuição vertical (percentagem da população total em cada profundidade) das
espécies zooplanctônicas mais abundantes da Lagoa do Nado, durante o dia (cinza) e noite
(negro). Período de estudo: 29/30 de abril (1) e 07/08 de agosto (2) de 2003. As Larvas de
Chaoborus e o copépodo T. inversus foram separadas nos seus diferentes estágios de
desenvolvimento. Os dados são expressos como a média de três amostras e um desvio
padrão. Os valores abaixo de cada gráfico indicam a densidade média (ind.m-2
) ± desvio
padrão, para os organismos para toda a coluna de água.
Figura 6 – Profundidade media ponderada (PMP) das espécies zooplanctônicas mais
abundantes da Lagoa do Nado, durante o dia (vazio) e noite (cheio). Período de estudo: 29/30
de abril (1) e 07/08 de agosto (2) de 2003. As Larvas de Chaoborus e o copépodo T. inversus
foram separadas nos seus diferentes estágios de desenvolvimento. As linhas de dispersão
representam o desvio padrão e os asteriscos indicam diferenças significativas (p < 0,05) entre
o dia e a noite.
Figura 7 – Distribuição vertical (percentagem da população total em cada profundidade) das
espécies zooplanctônicas mais abundantes da Lagoa Carioca, durante o dia (cinza) e noite
(negro). Período de estudo: 16/17 de abril (1) e 30/31 de julho (2) de 2003. As Larvas de
Chaoborus e o copépodo T. minutus foram separadas nos seus diferentes estágios de
desenvolvimento. Os dados são expressos como a média de três amostras e um desvio
padrão. Os valores abaixo de cada gráfico indicam a densidade média (ind. m-2
) ± desvio
padrão, para os organismos para toda a coluna de água.
86
Figura 8 – Profundidade media ponderada (PMP) das espécies zooplanctônicas mais
abundantes da Lagoa Carioca, durante o dia (vazio) e noite (cheio). Período de estudo: 16/17
de abril (1) e 30/31 de julho (2) de 2003. As Larvas de Chaoborus e o copépodo T. minutus
foram separadas nos seus diferentes estágios de desenvolvimento. As linhas de dispersão
representam o desvio padrão e os asteriscos indicam diferenças significativas (p < 0,05) entre
o dia e a noite.
87
Tabela I
Parâmetros morfométricos Lagoa Carioca Lagoa do Nado
Área (A) 13,8 ha 1,5 ha
Volume (V) 677315 m3 40562 m
3
Perímetro (P) 1718,6 m 1193 m
Comprimento máximo efetivo (Ce) 572,8 m 290 m
Largura máxima efetiva (Le) 350,7 m 74 m
Profundidade máxima (Zm) 11,8 m 7,6 m
Profundidade média ( Z ) 4,89 m 2,7 m
Z : Zm 0,45 0,35
Profundidade relativa (ZR) 2,81 % 5,5%
Largura média (Lm) 248,5 m 51,8 m
Índice de desenvolvimento de volume (DV) 1,24 1,07
Índice de desenvolvimento de perímetro (DP) 1,29 2,75
Declividade média ( ) 5,6 % 2,7%
88
Tabela II
ORGANISMOS FREQUÊNCIA
Abril/03 Agosto/03
ROTIFERA
Anuraeopsis fissa (Gosse, 1851) + +
Anuraeopsis navícula Rousselet, 1910 – +
Asplanchna sp. + –
Brachionus angularis Gosse, 1851 + +
Brachionus falcatus Zacharias, 1898 +++ +
Brachionus mirus Daday, 1905 ++ –
Brachionus quadridentatus Hermann, 1783 + –
Brachionus caudatus Barrois & Daday, 1894 + –
Collotheca sp. – –
Hexarthra sp. – +
Keratella tropica (Apstein, 1907) + ++++
Keratella lenzi Hauer, 1953 - +
Keratella cochlearis Gosse, 1851 ++ +
Kellicottia bostoniensis (Rousselet, 1908) ++++ +++
Lecane sp. + +
Polyarthra vulgaris Carlin, 1943 + ++
Ptygura libera Myers, 1934 – +
Trichocerca sp. + +
CLADOCERA
Daphnia ambígua Scourfield 1947 – ++
COPEPODA
Thermocyclops inversus Kiefer, 1936
- náuplio ++++ ++++
- copepodito ++ +++
- adulto ++ ++
(–) = ausente
(+) = <1% - raro
(++) = 1 a 25% - pouco abundante
(+++) = 26 a 50 % – abundante
(++++) = > 50% - muito abundante
89
Tabela III
Grupos
Densidade (ind. m-2)
Abril 2003 Agosto 2003
DIA NOITE DIA NOITE
ROTIFERA total 3,42 ± 0,34 x 106 4,36 ± 0,08 x 10
6 1,62 ± 0,64 x 10
6 2,49 ± 0,7 x 10
6
Náuplios 1,92 ± 0,35 x 106 1,91 ± 0,35 x 106 2,4 ± 0,41 x 106 3,6 ± 0,38 x 106
Copepoditos 0,3 ± 0,28 x 106 0,36 ± 0,03 x 106 1,4 ± 0,14 x 106 2,1 ± 0,07 x 106
Adultos 0,14 ± 0,02 x 106 0,16 ± 0,007 x 106 0,43 ± 0,06 x 106 0,74 ± 0,06 x 106
COPEPODA total 2,35 ± 0,26 x 106 2,43 ± 0,08 x 10
6 4,2 ± 0,6 x 10
6 6,43 ± 0,44 x 10
6
CLADOCERA total – – 0,22 ± 0,06 x 106 0,74 ± 0,05 x 10
6
Chaoborus I instar 140 ± 170,8 140 ± 69,3 20 ± 34,6 180 ± 60
Chaoborus II instar 1371,7 ± 61,7 2433,3 ± 423,9 210 ± 155,9 523,3 ± 518,7
Chaoborus III instar 2366,7 ± 241,5 6460 ± 1268,6 658,3 ± 369,5 1126,7 ± 329,6
Chaoborus IV instar 706,7 ± 530 15688,3 ± 4377 266 ± 289,9 9576,7 ± 1195
Chaoborus total 4585 ± 692,9 24721,7 ± 5129 1155 ± 702,1 11286,7 ± 775
TOTAL 5,78 ± 0,12 x 106 6,81 ± 0,58 x 10
6 6,05 ± 1,2 x 10
6 9,66 ± 0,99 x 10
6
90
Tabela IV
ORGANISMOS FREQUÊNCIA
Abril/03 Julho/03
ROTIFERA
Anuraeopsis sp. + –
Anuraeopsis navícula Rousselet, 1910 – +
Asplanchna sp. + –
Brachionus angularis Gosse, 1851 + +
Brachionus falcatus Zacharias, 1898 + +
Brachionus mirus Daday, 1905 + +
Brachionus quadridentatus Hermann, 1783 – +
Brachionus caudatus Barrois & Daday, 1894 – +
Collotheca sp. ++ –
Conochilus sp. + –
Filinia longiseta (Ehrenberg, 1834) + +
Hexarthra sp. ++++ ++++
Keratella tropica (Apstein, 1907) – +
Lecane sp. + +
Lecane bulla (Gosse, 1851) – +
Macrochaetus collinsi (Gosse,1867 ) – +
Ptygura libera Myers, 1934 ++ +
Trichocerca sp. + +
COPEPODA
Microcyclops anceps (Richard, 1897)
- copepodito + +
- adulto + +
Thermocyclops minutus (Lowndes, 1934)
- náuplio ++++ ++++
- copepodito ++ ++
- adulto ++ ++
(–) = ausente
(+) = <1% - raro
(++) = 1 a 25% - pouco abundante
(+++) = 26 a 50 % – abundante
(++++) = > 50% - muito abundante
91
Tabela V
Grupos
Densidade (ind. m-2)
Abril 2003 Julho 2003
DIA NOITE DIA NOITE
ROTIFERA total 0,07 ± 0,005 x 106 0,012 ± 0,001 x 10
6 0,6 ± 0,22 x 10
6 0,5 ± 0,06 x 10
6
Náuplios 2,1 ± 0,12 x 106 1,72 ± 0,47 x 106 3,3 ± 0,1 x 106 3,3 ± 0,21 x 106
Copepoditos /0,59 ± 0,13 x 106 0,39 ± 0,06 x 106 1,6 ± 0,11 x 106 1,2 ± 0,02 x 106
Adultos 0,16 ± 0,02 x 106 0,1 ± 0,02 x 106 0,6 ± 0,08 x 106 0,5 ± 0,04 x 106
COPEPODA total 2,9 ± 0,22 x 106 2,2 ± 0,54 x 10
6 5,3 ± 0,28 x 10
6 5,1 ± 0,26 x 10
6
Chaoborus I instar 5533,3 ± 671,7 4336,7 ± 2471,8 673,3 ± 466,9 1165 ± 402,5
Chaoborus II instar 7443,3 ± 1094,7 6623,3 ± 1304,5 1411,7 ± 400 1626,7 ± 893,1
Chaoborus III instar 6886,7 ± 160,6 6885 ± 644 1585 ± 123,2 2631,7 ± 242,9
Chaoborus IV instar 3191,7 ± 763,7 5723,3 ± 2336,2 3356,7 ± 735,7 4558,3 ± 194,1
Chaoborus total 23055 ± 1160,7 23568,3 ± 2334,9 7026,7 ± 1578,5 9981,7 ± 1244,3
TOTAL 2,97 ± 0,23 x 106 2,24 ± 0,54 x 10
6 5,89 ± 0,08 x 10
6 5,51 ± 0,29 x 10
6
92
Figura 1
93
Figura 2
94
DIA
24 25 26 27 28 29 30
Pro
fund
ida
de (
m)
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
Oxigênio dissolvido (mg.l-1)
0 2 4 6 8 10
Temperatura
O. D.
NOITE
24 25 26 27 28 29 30
0 2 4 6 8 10
Radiação RFA (%)
0 20 40 60 80 100
Clor-a ( g.l-1)
0 4 8 12 16
Temperatura (oC)
1 - Lagoa Carioca (16 / 17 abril de 2003)
A B C
DIA
20 21 22 23 24 25 26
Pro
fundid
ade (
m)
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
Oxigênio dissolvido (mg.l-1)
0 2 4 6 8 10 12 14 16
NOITE
20 21 22 23 24 25 26
0 2 4 6 8 10 12 14
Radiação RFA (%)
0 20 40 60 80 100
Clor-a ( g.l-1)
0 10 20 30 40 50 60
Temperatura (oC)
2 - Lagoa Carioca (30 / 31 julho de 2003)
A B C
Figura 3
95
DIA
22 23 24 25 26
Pro
fundid
ade (
m)
0
1
2
3
4
5
6
Oxigênio dissolvido (mg.l-1)
0 2 4 6 8 10
Temperatura
O. D.
NOITE
22 23 24 25 26
0 2 4 6 8 10
Radiação RFA (%)
0 20 40 60 80 100
Clor-a ( g.l-1)
4 8 12 16 20
Temperatura (oC)
1 - Lagoa do Nado (29 / 30 abril de 2003)
A B C
DIA
18 20 22 24
Pro
fun
did
ade
(m
)
0
1
2
3
4
5
6
Oxigênio dissolvido (mg.l-1)
0 2 4 6 8 10 12 14 16
NOITE
18 20 22 24
0 4 8 12 16
Radiação RFA (%)
0 20 40 60 80 100
Clor-a ( g.l-1)
0 4 8 12
Temperatura (oC)
2 - Lagoa do Nado (07 / 08 agosto de 2003)
A B C
Figura 4
96
NOITE
Abundância relativa (%)
Pro
fundid
ade (
m)
0
1
2
3
4
5
6
DIA
0
1
2
3
4
5
6
Chaoborus sp. instar I Chaoborus sp. instar II Chaoborus sp. instar III Chaoborus sp. instar IV
Thermocyclops inversus
nauplii
Thermocyclops inversus
copepodito
Thermocyclops inversus
adulto
1 - Lagoa do Nado (29 / 30 abril de 2003)
0 25 50 75 100 0 25 50 75 100 0 25 50 75 100 0 25 50 75 100
0 25 50 75 100 0 25 50 75 100 0 25 50 75 100
0
1
2
3
4
5
6
0 25 50 75 100
Brachionus falcatus
0 25 50 75 100
Brachionus mirus
0 25 50 75 100
Keratella cochlearis
0 25 50 75 100
Kellicottia bostoniensis
140 ± 170 140 ± 69,3 15,68 ± 4,34 x 103
1,92 ± 0,35 x 106
0,71 ± 0,53 x 1036,46 ± 1,27 x 10
32,37 ± 0,24 x 10
32,43 ± 0,42 x 10
31,37 ± 0,06 x 103
0,30 ± 0,24 x 106 0,14 ± 0,02 x 10
61,91 ± 0,48 x 10
6 0,36 ± 0,03 x 10
6 0,16 ± 0,007 x 10
6
0,64 ± 0,32 x 106 25,7 ± 16,1 x 10
3 0,11 ± 0,09 x 10
6 2,59 ± 0,68 x 10
6 2,57 ± 0,18 x 10
6 83,8 ± 5,36 x 10
3 0,26 ± 0,05 x 10
6 1,42 ± 0,19 x 10
6
Figura 5
97
NOITE
Abundância relativa (%)
Pro
fun
did
ad
e (
m)
0
1
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3
4
5
6
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4
5
6
Chaoborus sp. instar I Chaoborus sp. instar II Chaoborus sp. instar III Chaoborus sp. instar IV
Thermocyclops inversus
nauplii
Thermocyclops inversus
copepodito
Thermocyclops inversus
adulto
2 - Lagoa do Nado (07 / 08 agosto de 2003)
0 25 50 75 100 0 25 50 75 100 0 25 50 75 100 0 25 50 75 100
0 25 50 75 100 0 25 50 75 100 0 25 50 75 100 0 25 50 75 100
Daphnia ambigua
adulto
0
1
2
3
4
5
6
0 25 50 75 100
Keratella tropica
0 25 50 75 100
Polyarthra sp.
0 25 50 75 100
Kellicottia bostoniensis
210 ± 155,9 658,3 ± 369,5 266,7 ± 289,960 ± 103,9 523,3 ± 518,7 1,13 ± 0,33 x 103
9,58 ± 1,2 x 103
2,35 ± 0,41 x 106 1,42 ± 0,14 x 10
6 0,43 ± 0,04 x 106 0,22 ± 0,06 x 10
6
3,63 ± 0,38 x 106 2,06 ± 0,07 x 10
6 0,74 ± 0,06 x 106 0,74 ± 0,05 x 10
6
0,99 ± 0,39 x 106 0,33 ± 0,09 x 10
60,19 ± 0,13 x 10
61,26 ± 0,48 x 10
6 0,27 ± 0,1 x 106 0,82 ± 0,13 x 10
6
Figura 5 – Continuação
98
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Co
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* * *
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1 - Lagoa do Nado (29 / 30 abril de 2003)
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A B
2 - Lagoa do Nado (07 / 08 agosto de 2003)
D.
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K.
tropic
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sp.
K.
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nie
nsis
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Figura 6
99
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Abundância relativa (%)
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4
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7
8
9
Chaoborus sp. instar I Chaoborus sp. instar II Chaoborus sp. instar III Chaoborus sp. instar IV
Thermocyclops minutus
nauplii
Thermocyclops minutus
copepodito
Thermocyclops minutus
adulto
0 25 50 750 25 50 75 0 25 50 75 0 25 50 75
1 - Lagoa Carioca (16 / 17 abril de 2003)
0 25 50 75 0 25 50 75 0 25 50 75
5,53 ± 0,67 x 103 7,44 ± 1,09 x 10
36,89 ± 0,16 x 10
33,19 ± 0,76 x 10
34,34 ± 2,47 x 10
3 6,62 ± 1,30 x 103
5,72 ± 2,34 x 103
6,89 ± 0,64 x 103
2,14 ± 0,12 x 106 0,58 ± 0,13 x 10
6 0,15 ± 0,02 x 106
1,72 ± 0,47 x 106
0,38 ± 0,06 x 106 0,10 ± 0,02 x 10
6
Hexarthra sp.
0
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3
4
5
6
7
8
9
0 25 50 75
Collotheca sp.
0 25 50 75
Ptygura sp.
0 25 50 75
63,6 ± 5,6 x 103
3,84 ± 2,2 x 103 1,07 ± 0,5 x 10
3
8,67 ± 0,6 x 103 1,75 ± 0,9 x 10
3 1,57 ± 1,4 x 103
Figura 7
100
NOITE
Abundância relativa (%)
Pro
fun
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m)
0
1
2
3
4
5
6
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2
3
4
5
6
7
8
9
Chaoborus sp. instar I Chaoborus sp. instar II Chaoborus sp. instar III Chaoborus sp. instar IV
Thermocyclops minutus
nauplii
Thermocyclops minutus
copepodito
Thermocyclops minutus
adulto
0 25 50 750 25 50 75 0 25 50 75 0 25 50 75
2 - Lagoa Carioca ( 30 / 31 julho de 2003)
0 25 50 75 0 25 50 75 0 25 50 75
0,67 ± 0,47 x 103 1,41 ± 0,40 x 10
31,59 ± 0,12 x 10
33,36 ± 0,74 x 10
31,17 ± 0,40 x 10
3 1,63 ± 0,89 x 103
2,63 ± 0,24 x 103
4,56 ± 0,19 x 103
3,30 ± 0,10 x 106 1,40 ± 0,10 x 10
60,59 ± 0,08 x 10
63,28 ± 0,21 x 10
61,19 ± 0,02 x 10
6 0,55 ± 0,04 x 106
Hexarthra sp.
0 25 50 75
0,58 ± 0,22 x 106
0,47 ± 0,06 x 106
Figura 7 - Continuação
101
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1 - Lagoa Carioca (16 / 17 abril de 2003)
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4
5
6
7
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r III
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A B
2 - Lagoa Carioca (30 / 31 julho de 2003)
Hexart
hra
sp.
C
Figura 8
102
Capítulo 3
A cascata trófica invertida em comunidades planctônicas
tropicais: impactos da introdução de peixes exóticos no Distrito de
lagos do Médio Rio Doce, MG
BEZERRA-NETO, J.F. PINTO-COELHO, R.M., , MIRANDA, F., MOTA, T.G., RESCK,
R., SANTOS, A.M., MAIA-BARBOSA, P.M., MELLO, N.A.S.T., MARQUES, M.
M.,CAMPOS, M.O. & BARBOSA, F.A.R.
Formatado segundo as normas da revista Brazilian Journal of Biology
103
A cascata trófica invertida em comunidades planctônicas
tropicais: impactos da introdução de peixes exóticos no Distrito de
lagos do Médio Rio Doce, MG
Bezerra-Neto, JF.a* Pinto-Coelho, RM.
b, , Miranda, F.
a, Mota, TG.
a, Resck, R.
a, Santos,
AM.c, Maia-Barbosa, PM.
d, Mello, NAST.
d, Marques, M. M.
e,Campos, MO.
e and Barbosa,
FAR.e
aPrograma de Pós-Graduação em Ecologia, Conservação e Manejo da Vida Silvestre,
Universidade Federal de Minas Gerais, Belo Horizonte, Minas Gerais, Brazil
bLaboratório de Gestão de Reservatórios Tropicais, Depto. Biologia Geral, ICB, Universidade
Federal de Minas Gerais, CP 486, 31270-901, Belo Horizonte, Minas Gerais, Brasil
cUniversidade Estadual de Montes Claros – UNIMONTES, Montes Claros, MG, Brazil
dLaboratório de Ecologia do Zooplâncton, Departamento de Biologia Geral, Universidade
Federal de Minas Gerais, Belo Horizonte, Minas Gerais, Brasil
eLaboratório de Limnologia, Departamento de Biologia Geral, Universidade Federal de Minas
Gerais, Belo Horizonte, Minas Gerais, Brasil
*e-mail: [email protected]
(Com 7 figuras)
Titulo reduzido: Cascata trófica invertida em comunidades planctônicas tropicais
104
Resumo
O presente estudo trata dos impactos ecológicos da introdução de duas espécies invasoras de
peixes piscívoros em diversos lagos da região lacustre do médio Rio Doce em Minas Gerais,
Brasil. Demonstrou-se que estes efeitos não se restringiram ao nível da comunidade de peixes.
A introdução dos predadores Pygocentrus nattererii (piranha-vermelha) e Cichla cf. ocellaris
(tucunaré) não só causou uma forte redução no número de espécies de peixes nativos, como
também grandes mudanças nos níveis tróficos inferiores. Pouco depois das introduções, a
maioria dos lagos começou a mostrar mudanças conspícuas na comunidade fitoplanctônica,
tais como o aparecimento da dominância de Cyanophyceae. A comunidade zooplanctônica
perdeu diversas espécies e, em alguns casos, houve o desaparecimento de todas as espécies de
cladóceros limnéticos, como é o caso da Lagoa Carioca. Por outro lado, predadores
invertebrados, representados pelos dípteros da família Chaoboridae, floresceram nos lagos
com alta densidade de espécies exóticas, provavelmente como resultado da ―liberação
ecológica‖ causada pela redução da ictiofauna original. Além de uma tendência geral de perda
de espécies em diferentes níveis tróficos, outras mudanças estão aparentemente associadas
com a redução da qualidade de água nestes lagos. Dessa forma, esses ecossistemas necessitam
de novas abordagens nas estratégias de manejo e conservação.
Palavras-chave: Espécies exóticas; eutrofização; cascata trófica; zooplâncton; introduções.
105
The inverted trophic cascade in tropical planktonic communities: impacts
of exotic fish introduction in the Middle Rio Doce lake District, Minas
Gerais
Abstract
The present study deals with the ecological impacts of the introduction of two alien species of
piscivorous fish in several lakes of the Middle Rio Doce lake district in Minas Gerais, Brazil.
It was demonstrated that these effects were not restricted only to the fish community. The
introduction of the predatory red piranha Pygocentrus nattereri and the tucunaré Cichla cf.
ocellaris caused not only a sharp decrease in the number of native fish species, but also major
shifts in other trophic levels. Just after the fish were introduced, most lakes began to show
conspicuous changes in phytoplankton species composition, in which Cyanophyceae
gradually came to dominate. The zooplankton community lost several species, and in some
cases, such as Lake Carioca, all the limnetic cladoceran species disappeared. On the other
hand, invertebrate predators, represented by the dipteran Chaoboridae, boomed in the lake,
with higher densities of exotic species, probably as a result of the ―ecological release‖ by
reduction of the original fish fauna. There was a general trend of species loss in different
trophic levels. All these changes are apparently associated with decreases in water quality.
The present situation in these lakes demands new approaches to the management and
conservation of these ecosystems.
Keywords: Exotic species; eutrophication; trophic cascade; zooplankton; introductions.
106
1. Introdução
Nas décadas recentes, a ameaça das invasões biológicas tem ganhado proeminência e
muito esforço têm sido utilizado na predição sobre os efeitos de tais invasões a nível dos
indivíduos, das populações, das comunidades e até mesmo a nível do ecossistema (Simon &
Towsend, 2003). As conseqüências das introduções podem ser dramáticas, mudando a
natureza de toda comunidade, como no caso da introdução da Perca do Nilo (Lates nilotica)
no lago Victoria, África Oriental (Kaufman, 1992) ou também do mexilhão zebra (Dreissena
polymorpha) na América do Norte (Ricciardi 2003). Tais efeitos tornam-se ainda mais
evidentes quando se trata de invasões de predadores de topo. Isto porque os predadores de
topo podem causar fortes impactos sobre a abundância e a composição das espécies (Kerfoot
& Sih, 1987). Em sistemas aquáticos em particular, inúmeros estudos mostram que as
introduções de predadores de topo (peixes piscívoros) resultam em efeitos negativos sobre a
abundância dos peixes nativos, podendo tais efeitos se propagar para os níveis tróficos
inferiores, afetando assim todo o ecossistema (Simon & Townsend, 2003; Soto et al., 2006;
Byström et al., 2007).
A introdução de espécies de peixes em lagos tropicais vem se consolidando como uma
das principais causas da perda de biodiversidade nestes ambientes, uma vez que modifica as
condições ecológicas do local, alterando reprodução, crescimento e desenvolvimento das
espécies nativas, bem como causando hibridações e introduzindo doenças e parasitas (Latini
& Petrere, 2004). No Brasil a introdução de espécies exóticas de peixes é um fenômeno
comum, sendo frequentemente motivada pelo interesse de associações de pesca esportiva ou
induzido com o propósito do aumento da produção de alimentos. Por muitos anos, estas ações
têm sido realizadas sem se considerar os aspectos ecológicos e biogeográficos. Estas
introduções tiveram seu pico de ocorrência nas décadas de 60 e 70, com translocações
107
ocorrendo principalmente da bacia Amazônica para bacias do nordeste e sudeste, com
finalidades econômicas e esportivas (Agostinho et al., 2005).
Nesse estudo nós analisamos os efeitos das introduções de espécies exóticas ao nível
da comunidade planctônica em um conjunto de lagos localizados no mais importante distrito
lacustre do Brasil: a área de lagos do Médio Rio Doce. Os lagos estudados estão localizados
em um ―hotspot‖ de biodiversidade, dentro de uma unidade de conservação (PERD), em um
remanescente da floresta atlântica. Já é sabido que o complexo lacustre do Médio Rio Doce –
MG, vem sofrendo um forte processo de perda de biodiversidade na ictiofauna devido à
introdução de peixes exóticos, principalmente tucunaré, Cichla cf ocellaris Bloch &
Schneider e a piranha-vermelha, Pygocentrus nattereri Kner, 1858 (Latini & Petrere, 2004).
Estas introduções afetaram as comunidades ícticas nativas, causando o desaparecimento de
algumas espécies e a redução na abundância de indivíduos jovens em outros (Sunaga &
Verani, 1991; Godinho et al., 1994). Estas espécies foram introduzidas em alguns lagos da
região há cerca de 30 anos e ainda hoje o processo de dispersão continua acontecendo, devido
principalmente à grande conectividade existente entre os lagos, por meio dos riachos da
região e de canais que escoam excesso de água dos lagos no período das cheias (Latini et al.,
2005). Entretanto, estamos propondo que os efeitos destas introduções se estenderam além de
simplesmente alterar a composição de espécies de peixes nativos de um dado lago. Este
estudo irá demonstrar que estas introduções causaram mudanças significativas em toda cadeia
trófica. Nós também queremos demonstrar que a introdução de peixes piscívoros no sistema
de lagos do Médio Rio Doce causou um padrão inteiramente contrastante de mudanças na
matriz trófica daquela esperada pela teoria da cascata trófica (sensu Carpenter et al., 1985) em
resposta ao aumento de piscivoria em lagos. Isto será feito não somente utilizando dados
originais, mas também informações advindas de outros estudos conduzidos na área.
108
2. Material e Métodos
2.1 Áreas de estudo
O complexo lacustre do Médio Rio Doce é o maior distrito de lagos do Brasil (Fig. 1).
Este sistema único no Brasil está localizado em um vale barrado no curso médio do rio Doce,
estado de Minas Gerais. Nesta região complexos processos geológicos iniciados a pelo menos
10.000 anos, modificaram o curso do Rio Doce e seus tributários, isolando pequenos trechos
que deram origem ao sistema de lagos atual (De Meis & Monteiro, 1979; Tundisi & De Meis,
1985). Esta área conta com aproximadamente 130 lagos, 42 deles localizados dentro da área
do Parque Estadual do Rio Doce (PERD), que constitui o maior remanescente do bioma Mata
Atlântica em Minas Gerais, totalizando 36.000 ha de florestas (Pflug,1969). Os outros lagos
estão localizados fora da reserva estadual e têm suas bacias de drenagem drasticamente
impactadas pelas atividades humanas nos últimos 30 anos, sendo a maior parte deles hoje
rodeada por uma monocultura de Eucalyptus spp.
Houve a introdução de espécies exóticas na maior parte do lagos do médio Rio Doce,
especialmente naqueles localizados dentro da unidade de conservação (PERD) (Godinho et
al., 1994). Atualmente, somente três lagos dentro da reserva não possui espécies exóticas –
lagos Gambazinho, Azul e Lagoinha. Fora da reserva a situação mostra-se um pouco melhor,
com 13 lagos com sua fauna íctica original, ainda não modificada pela introdução de exóticos
(Latini et al., 2005).
Para o presente estudo, sete lagos foram considerados: D. Helvécio, Carioca,
Gambazinho, Jacaré, Amarela, Palmerinha e Águas Claras. Estes lagos possuem diferentes
características morfométricas e limnológicas (Tab. 1). Com exceção do lago Dom Helvécio
com uma área superficial de 5,27 km2 e Zmax de 39,3 m (Pinto-Coelho et al., em preparação),
os lagos estudados são pequenos e rasos (área < 2 km2 and Zmax < 12 m). Este lagos foram
selecionados por serem representativos do Distrito de lagos do Médio Rio Doce.
109
2.2 Métodos gerais
Entre agosto de 2004 e janeiro de 2005, sete lagos (três lagos dentro do PERD e
quatro lagos fora dos limites do PERD) foram estudados durante a estação seca (julho de
2004) e chuvosa (janeiro de 2005). As seguintes variáveis limnológicas foram mensuradas no
ponto central de cada lago, utilizando-se a sonda multi-parâmetros Horiba (modelo U-22):
temperatura da água, pH, concentração de oxigênio dissolvido e condutividade elétrica.
Amostras adicionais foram também foram tomadas com uma garrafa de Van Dorn de 2 litros
na profundidade de 0,5 m para nitrato, amônio, fósforo total, clorofila-a e também para as
contagens do fitoplâncton. Nos dias de amostragem, duas amostras de água, em réplica, foram
filtradas utilizando filtros Whatman GF-C de 47 mm. O filtrado foi transferido para garrafas
pré-lavadas em HCL de 500 ml para análise do nitrogênio inorgânico e os filtros de fibra de
vidro foram reservados para as determinações de clorofila-a (Lorenzen, 1967). Todas as
amostras para as análises químicas foram mantidas a -25 oC (freezer convencional) até o
processamento (APHA, 2000).
As amostras de fitoplâncton foram coletadas e preservadas (lugol ácido). As contagens
foram feitas em câmara de sedimentação em microscópio invertido em campos aleatórios,
através da técnica de Utermöhl (1958). Amostras integradas adicionais foram também
coletadas para identificação taxonômica, sendo o fitoplâncton coletado com uma rede cônica
de 20 μm de abertura de malha, preservado (formalina tamponada 8%) e identificado de
acordo com a literatura clássica. O zooplâncton foi amostrado em réplicas utilizando duas
redes cônicas com diferentes tamanhos de abertura de malha: 68 e 200 μm. Os organismos
foram fixados em solução de formalina com sacarose a 4% tamponada no pH 7.0, contendo o
corante vital rosa de bengala.
Nas coletas de peixes foram utilizadas redes de espera com 10 metros de
comprimento por 1,5 metros de largura com os seguintes tamanhos de malha: 3, 4, 5, 6, 8, 10
110
0 1
1 0
1 0
0 1 ou
e 12 cm. Em cada lago estudado, as redes foram armadas duas a duas perpendicularmente em
relação à margem, sendo aleatoriamente escolhidos os tamanhos de malha. As pescarias
tiveram início às 18:00 horas e foram recolhidas às 08:00 horas do dia seguinte (14 horas de
tempo de exposição). Os espécimes coletados foram colocados em sacos plásticos,
identificados por unidade amostral e fixados em solução de formalina 10%. A solução de
fixação foi mudada para álcool 70% uma semana depois. No laboratório, todos os indivíduos
foram identificados, sendo também aferidos o peso total (em gramas) e o comprimento total e
padrão (em milímetros). Os resultados foram expressos utilizando a biomassa CPUE (gramas
de peso úmido) e o número de indivíduos padronizados para 100 m2 de superfície de rede de
pesca.
Nós também comparamos nossos dados com outras fontes na literatura e outros bancos
de dados de bibliotecas digitais, tais como o banco de dados do Programa Brasil – LTER
conduzido na região (PELD /CNPq, 2007).
2.3 Análises estatísticas
Diferenças quantitativas na estrutura das comunidades de peixes entre os lagos foram
investigadas pela análise da co-ocorrência. Os sete lagos acima descritos e mais um lago
adicional sem espécies exóticas e fora da área do PERD (lagoa Malba) foram analisados pelo
módulo de co-ocorrência do programa Ecossim (Gotelli & Entsminger, 2001). O módulo de
co-ocorrência realiza testes para detectar padrões não-randômicos de co-ocorrência de
espécies em uma matriz de presença-ausência. Nós utilizamos o ―C-Score‖ o qual mede a
tendência das espécies não ocorrerem juntas. Este índice mede o número médio de ―unidades
checkerboard‖ entre todos os possíveis pares de espécies. Uma unidade ―checkerboard‖ é uma
sub-matriz da forma:
111
O número de unidades ―checkerboard‖ (CU) para cada par de espécies é calculado como:
onde S é o número de lagos em comum (lagos contendo ambas as espécies) e ri e rj
representam o total de linhas para as espécies i e j. O ―C-score‖ é a média de todos os
possíveis pares ―checkerboard‖ calculada para as espécies que ocorrem pelo menos uma vez
na matriz. Quanto maior o ―C-score‖, menor é a média de co-ocorrência entre os pares de
espécies. Em uma comunidade estruturada competitivamente, o ―C-score‖ deverá ser
significativamente maior do que o esperado pelo acaso (Gotelli & Entsminger. 2001).
Para analisar as possíveis associações entre as assembléias de peixes e a comunidade
zooplanctônica, um DCA (―detrended correspondence analysis‖) foi aplicado (Gauch, 1982).
Matrizes de dados de abundância de peixes e zooplâncton foram analisadas conjuntamente de
maneira a se ordenar os lagos e explorar qualquer gradiente espacial encoberto na composição
de espécies. Para se obter a normalidade, todos os dados foram log transformados (ln x + 1).
3. Resultados
Em nossas amostragens, todos os lagos apresentaram baixas concentrações de nitrato
(< 10 μg. l-1
) enquanto que a concentração de amônio alcançou valores maiores do que 100
μg. l-1
na maior parte dos lagos durante a estação seca. O fósforo total também alcançou o
máximo sazonal durante a estação seca e as concentrações variaram de 20 a 76 μg. l-1
, com
exceção da concentração máxima de 228 μg. l-1
PT observado na lagoa Água Claras. A área
da bacia deste lago está completamente ocupada por uma monocultura de Eucalyptus spp. Um
padrão sazonal similar, com altos valores na estação seca, pôde também ser observado para
clorofila-a. Os maiores valores de concentração deste pigmento algal foram encontrados na
lagoa Carioca (48,6 μg. l-1
) e Águas Claras (27,9 μg. l-1
), respectivamente (Tabela 1). É
interessante se notar que a lagoa Amarela, que tem mais do que 70% de sua superfície coberta
112
por uma densa biomassa de macrófitas flutuantes, apresentou baixas concentrações de fósforo
total e clorofila-a, menores do que outros lagos considerados meso-oligotróficos, tais como as
lagoas Carioca e Águas Claras (Tabela 1).
Os lagos do Médio Rio Doce diferiram fortemente na abundância e composição de
espécies da comunidade fitoplanctônica (Fig. 2). Não obstante, a característica comum da
maior parte destes lagos foi o padrão alta densidade – baixa diversidade dos produtores
primários. Isto pode ser observado para as lagoas Carioca, Gambazinho e Jacaré durante a
estação seca e para a lagoa Gambazinho e Águas Claras durante o período chuvoso (Fig. 2-A).
Durante a estação chuvosa, as densidades algais totais da lagoa Carioca e Águas Claras foram
claramente maiores do que dos outros lagos. Estes dois lagos também apresentaram os
maiores valores de clorofila-a de todos os lagos estudados (Tab. 1).
Durante o período seco de 2004, o número de táxons da lagoa Carioca, Gambazinho e
Dom Helvécio variaram de 18 a 37, enquanto que as lagoas Amarela, águas Claras e Jacaré
apresentaram mais do que 40 diferentes táxons de algas. Já durante o período chuvoso, houve
um incremento geral no número de táxons encontrados, com as lagoas Dom Helvécio e Jacaré
apresentando mais de 60 diferentes táxons de algas (Fig. 2-B). Entretanto, o número de táxons
nas lagoas Carioca, Águas Claras e Amarela diminuiu durante este período, com esta última
apresentando a menor riqueza de táxons de todos os lagos – 23 táxons (Fig. 2-B).
Os lagos mostraram uma forte dominância de Cyanophyceae na composição relativa
do fitoplâncton durante a estação seca de 2004 (Fig. 2-C). No período chuvoso, por sua vez,
foi menor a ocorrência de grupos dominantes de algas, como pode ser visto na lagoa Amarela
a qual mostrou uma estrutura sempre diversa de espécies algais (Fig. 2-C). Os lagos
Gambazinho, Águas Claras e Carioca, entretanto, mantiveram forte dominância do grupo de
produtores procarióticos mesmo no período chuvoso.
113
A composição zooplanctônica encontrada nos lagos do Médio Rio Doce também se
revelou estruturalmente simples. O número total de espécies de copépodos e cladóceros
observados sempre permaneceu abaixo de 10 espécies (Tab. 2). Na maior parte dos lagos, esta
comunidade foi dominada por um conjunto simples de copépodos e cladóceros de pequeno
porte e somente alguns poucos rotíferos que são comumente encontrados nas águas eutróficas
do Brasil. Os organismos mais comumente observados foram: Chaoborus spp.,
Thermocyclops minutus, Bosmina hagmanii, Ceriodaphnia cornuta, Hexarthra sp.,
Brachionus calyciflorus, e Filinia sp.
O microzooplâncton (< 200 µm) mostrou uma composição homogênea em todos os
lagos. Os lagos Carioca, Gambazinho e Amarela exibiram as maiores densidades (estação
chuvosa/2005) desta fração do zooplâncton (Fig. 3-A). Na maior parte dos casos, esta
comunidade foi dominada por náuplios de copépodos ciclopóides. A fração
mesozooplanctônica (> 200 µm) também mostrou as maiores densidades durante a estação
chuvosa, à exceção da lagoa Jacaré (Fig. 3-A).
As larvas de Chaoborus foram comuns no mesozooplâncton de todos os lagos
estudados, com as maiores densidades sendo observadas nos lagos Águas Claras, Jacaré e
Carioca durante a estação seca de 2004 (Fig. 3-B). O mesozooplâncton dos lagos onde a
vegetação predominante da sua bacia de drenagem é composta pela Floresta Atlântica, dentro
do PERD, tais como os lagos Gambazinho e Carioca, foram dominados pelo copépodo
ciclopóide Thermocyclops minutus (Fig. 3-C). Os ostrácodos (Physocypria sp.), por sua vez,
foram os organismos dominantes da fração mesozooplanctônica dos lagos situados fora do
PERD (lagos Águas Claras, Palmeirinha, e Jacaré). Já a lagoa Amarela apresentou uma
composição única da fração mesozooplanctônica, caracterizada pela dominância numérica dos
cladóceros (Fig. 3-C).
114
Os dados encontrados sugerem uma relação inversa entre a densidade de Chaoborus e
o número de táxons de cladóceros nos lagos estudados (Fig. 4). Nos lagos onde houve uma
maior densidade do predador invertebrado, pequenos copépodos e rotíferos dominaram o
zooplâncton, sendo os cladóceros raros ou ausentes.
A comunidade íctica foi representada por 11 táxons nos 7 lagos estudados, sendo 5 da
ordem Characiforme, 4 da ordem Perciforme, 1 espécie da ordem Siluriforme e 1 da ordem
Clupeiforme. Em 6 destes lagos foi registrada a presença de pelo menos uma espécie exótica,
sendo a lagoa Gambazinho a única exceção deste padrão (Fig. 5-A). As espécies exóticas
capturadas foram: piranha (Pygocentrus nattereri), tucunaré (Cichla cf. ocellaris), cará do
Amazonas (Astronotus ocellatus) e tamboatá (Hoplosternum litoralle). Os lagos que
apresentaram o menor número de espécies em sua comunidade íctica foram os lagos Amarela,
Gambazinho e Águas Claras, todos com 3 espécies (Fig. 5-A).
A biomassa cumulativa da comunidade de peixes (CPUEb) nos lagos variou de 3700 a
8200 gramas (Fig. 5-B). Os valores mais altos de biomassa foram encontrados para o exótico
Pygocentrus nattereri nos lagos Águas Claras, Carioca e Dom Helvécio (Fig. 5-B). A espécie
exótica Cichla cf. ocellaris é bem conhecida por evitar as redes de pesca (Godinho &
Formagio, 1992), assim a biomassa desta espécie foi provavelmente subestimada nas nossas
amostras. A comparação da abundância relativa de peixes (CPUEn) entre todos os lagos
também mostrou uma grande importância quantitativa dos peixes exóticos na maior parte dos
lagos, com Pygocentrus nattereri apresentando a maior abundância relativa em todos os
lagos onde esteve presente (Fig. 5-C). As espécies nativas que mostraram uma abundância
relativa significativa foram Hoplias malabaricus, Oligosarcus solitarius, e Hoplosternum
littorale.
A tabela 3 mostra as co-ocorrências das espécies de peixes. Os valores de unidades
―checkerboards‖ observados foram maiores do que os valores esperados pelo acaso (índice
115
observado = 1,76; média dos índices simulados = 1,57; p observado ≥ esperado = 0,0214 –
10000 permutações). Os valores mais elevados (―checkerboards‖) indicam que as espécies
não partilham o mesmo ambiente. Pode-se notar que a espécie que mais apresentou este
comportamento antagônico foi Pygocentrus nattereri - piranha vermelha, seguida por
Hoplosternum litoralle - tamboatá ou Peixe Pedra, ambos introduzidos (Tab. 3).
O impacto das espécies exóticas de peixes sobre os peixes nativos e as populações
zooplanctônicas são mostrados pela análise DCA (Fig. 6). Destes resultados vale destacar o
grupo formado pela lagoa Gambazinho (sem espécies exóticas), com peixes nativos de
pequeno porte, tais como Astyanax bimaculatus e Oligosarcus solitarius e espécies
zooplanctônicas tais como Ceriodaphnia, copepoditos de Calanoida e Calanoida adulto. Outro
grupo foi formado pela larva de Chaoborus associada com peixes exóticos (Cichla ocellaris e
Pygocentrus nattereri) que prevaleceram nos lagos Águas Claras e Carioca (Fig. 6).
4. Discussão
Este estudo visou demonstrar as mudanças sofridas nos diversos níveis tróficos dos
lagos do sistema lacustre do Médio Rio Doce após a introdução de espécies exóticas de
peixes. Foi constatado que nos lagos estudados a comunidade fitoplanctônica apresenta uma
baixa diversidade com uma forte dominância de Cyanophyceae. A comunidade
zooplanctônica da maior parte dos lagos também apresenta valores baixos de riqueza. O
número total de copépodos e cladóceros nos lagos sempre esteve abaixo de 10 espécies, e foi
encontrada uma clara relação inversa entre a abundância de Chaoborus e a riqueza de
cladóceros. Nós também confirmamos a redução na riqueza de espécies da comunidade íctica
nos lagos do Médio Rio Doce, com uma forte dominância da biomassa de dois peixes
exóticos invasores.
116
A introdução de espécies exóticas nos lagos do PERD deve ter ocorrido entre os anos
de 1984-85, já que nas coletas realizadas por Sunaga & Verani nos lagos Carioca e Dom
Helvécio em junho-julho de 1983, não houve nenhum registro de espécies exóticas nestes
lagos (Sunaga & Verani, 1991). Entretanto, estes autores já haviam registrado neste ano
(1983), a ocorrência de Cichla cf. ocellaris e Pygocentrus nattereri na lagoa Jacaré, situada na
região do entorno do PERD e onde se situa uma das sedes de um clube particular de pesca e
camping. A partir de 1985, registros de espécies introduzidas começaram aparecer nas lagoas
do PERD e observa-se a uma erosão gradativa e constante na riqueza das espécies de peixes
nativas nestes lagos. Na lagoa Carioca, por exemplo, oito espécies nativas que existiam até
1985 não foram registradas neste lago nas coletas realizadas por Sunaga & Verani em 1987
(Tab. 5).
No nosso estudo, o número de espécies de peixes (entre exóticos e nativos) mostrou-se
reduzido de 3–6 nos lagos estudados. Além disso, pôde-se observar que em alguns destes
ambientes o depauperamento da riqueza mostrou-se extrema, como nos caso da lagoa Águas
Claras, em que foram capturadas apenas três espécies de peixes, sendo todas piscívoras
(Hoplias malabaricus, Cichla cf. ocellaris e Pygocentrus nattereri). A maior parte dos
autores concorda que a redução da fauna nativa de peixes nos lagos do Médio Rio Doce é o
resultado direto da introdução dos piscívoros Cichla cf. ocellaris e Pygocentrus nattereri
nestes ambientes (Godinho et al., 1994, Latini & Petrere, 2004, Latini et al., 2005).
Vasconcellos et al. (2005) estudando a fauna íctica de 4 lagos do Sistema de lagos do Médio
Rio Doce destacou que a principal característica observada nas lagoas em que se registra a
presença de Cichla e Pygocentrus é a derrocada das espécies de peixes forrageiras como
Astyanax bimaculatus, A. fasciatus, A. taeniatus, Moenkausia doceana, Anchoviella sp.,
Cyphocharax gilbert e alguns piscívoros nativos como Brycon devillei e Oligosarcus
solitarius. Nossos resultados corroboram esta afirmação, pois pode ser observado nos altos
117
valores do índice ―C-score‖ encontrados neste estudo, um padrão antagônico entre os
piscívoros exóticos Cichla e Pygocentrus e diversas espécies de peixes nativos forrageiros
(Tabela 3).
As mudanças nas comunidades de peixes nos lagos do Médio Rio Doce induziram a
mudanças na estrutura das comunidades dos níveis tróficos inferiores. Entretanto, a cadeia de
eventos ligada à introdução de peixes piscívoros nestes lagos não obedeceram as predições da
hipótese da cascata trófica de Carpenter et al. (1985), que afirma que: quando os piscívoros
são abundantes e peixes planctívoros são escassos, a biomassa do zooplâncton pode ser
elevada e dominada por espécies de grande porte, resultando em elevadas taxas de forrageio
sobre o fitoplâncton. Esta hipótese, com algumas pequenas modificações, é ainda a base
ecológica para a técnica de biomanipulação da maior parte dos sistemas temperados (De Melo
et al., 1992; Jeppesen et al., 2007).
Nós comparamos nossos dados com algumas investigações sobre o zooplâncton
realizadas nos lagos do Médio Rio Doce no período de 1980 – 2005. A Tabela 6 sugere que
uma séria perda de espécies ocorreu na maior parte dos lagos nos últimos 20 anos e, de uma
maneira geral, não houve aumento e sim o desaparecimento gradual dos organismos
zooplanctônicos de grande porte nos lagos, principalmente dafinídeos e copépodos
calanóides. Apesar da tendência geral de perda de espécies do zooplâncton, houve diferenças
marcantes entre os grupos taxonômicos que foram desaparecendo de cada lago ao longo do
tempo, refletindo provavelmente as diferenças nas características intrínsecas de cada ambiente
(p. ex., morfometria), que foram determinantes na estruturação destas comunidades. A
comunidade zooplanctônica da lagoa Carioca, por exemplo, sofreu uma diminuição estável no
número de espécies, com o desaparecimento de todos os cladóceros e de diversos copépodos
(p. ex., Tropocyclops prasinus, Mesocyclops brasilianus e Notodiaptomus isabelae), que eram
comumente encontrados na região limnética deste lago (Tab. 6). O lago Dom Helvécio, por
118
outro lado, sofreu uma perda maior de espécies de copépodos, que eram de 7 em 1980 e
caíram para apenas 2 espécies (Thermocyclops minutus e Notodiaptomus isabelae) em 2005
(Tab. 6). Além disso, houve mudanças expressivas no padrão de dominância nestas
comunidades, pois os copépodos calanóides Argyrodiaptomus furcatus e Scolodiaptomus
corderoi que dominavam a comunidade zooplanctônica na década de 80 (Matsumura-Tundisi,
1997), desapareceram dos registros deste lago a partir de 2002 (Brandão et al., 2002). Outro
copépodo de grande porte - Mesocyclops longisetus e os cladóceros Daphnia gessneri e
Moina minuta também desapareceram deste lago.
Diversos estudos têm mostrado que a comunidade zooplanctônica nos lagos tropicais é
dominada por pequenos cladóceros, rotíferos e formas jovens de copépodos - náuplios e
copepoditos (Lewis, 2000; Branco et al., 2002; Pinto-Coelho et al., 2005). As larvas do
predador invertebrado Chaoborus normalmente coexistem nestes ambientes e são controladas
pela predação por peixes (Bezerra-Neto & Pinto-Coelho, 2002). Originalmente, a estrutura da
comunidade zooplanctônica da maior parte dos lagos do Médio Rio Doce não diferia deste
padrão geral, com uma baixa diversidade de microcrustáceos limnéticos (copépodos e
cladóceros), uma dominância numérica de rotíferos, além da presença de chaoborídeos
(Tundisi et al., 1997). Entretanto, com a introdução de peixes piscívoros obrigatórios Cichla e
Pygocentrus houve um empobrecimento ainda maior da riqueza zooplanctônica limnética
nestes lagos. A chave para se entender todos estes processos parece residir no papel que as
larvas de Chaoborus passaram a desempenhar nestes ambientes a partir da diminuição nos
mesmos da riqueza das espécies de peixes nativas.
Os primeiros estudos sobre a fauna zoobentônica dos lagos na região do Médio Rio
Doce, realizados em 1983 (Fukuhara et al., 1997; Tundisi et al., 1997), já atestavam a
dominância de Chaoborus sobre a comunidade zoobentônica destes lagos. Entretanto, os
pouco dados de abundância desta larva na coluna de água e no sedimento nestes trabalhos da
119
década de 80 mostram valores bem mais baixos do que os encontrados nos trabalhos a partir
de 2000. Fuhuhara et al. (1997) por exemplo, registraram densidades das larvas de Chaoborus
na coluna de água para os lago Jacaré e Dom Helvécio na ordem de 391 ind. m-3
e 61 ind. m-3
,
respectivamente. Nossos dados, por sua vez, mostraram uma abundância de 1040 ind. m-3
e
286 ind. m-3
, nos lagos Jacaré e Dom Helvécio em 2004/2005. Os dados de Moretto (2001)
mostram densidades ainda mais elevadas desta larva na coluna de água (região limnética) dos
lagos Carioca e Água Claras em 1999 – 6000 ind. m-3
e 21590 ind. m-3
, respectivamente. O
aumento nas densidades das larvas de Chaoborus na coluna de água dos lagos estudados fez
com que este predador invertebrado substituísse os peixes planctívoros como o principal
consumidor do zooplâncton herbívoro. O aumento da densidade deste predador invertebrado
foi provavelmente o resultado da ―liberação ecológica‖ causada pela redução da pressão
predação por peixes forrageiros que estavam desaparecendo da coluna de água dos lagos do
Médio Rio Doce. A liberação ecológica é um fenômeno bem conhecido (Cox & Ricklefs,
1977). Ela ocorre quando há um aumento da densidade como consequência do alargamento
do nicho ecológico de uma espécie, resultando na diminuição na competição ou na pressão de
predação (Losos & Queiroz, 1997; Busch et al., 2005).
O fenômeno da liberação ecológica afetando as larvas de Chaoborus pode ser
indiretamente observado pela consideração de algumas características comportamentais deste
organismo nos lagos estudados. O comportamento da migração vertical do zooplâncton é
largamente aceito como um mecanismo de evasão de predação (Gliwicz, 1986). Usualmente o
zooplâncton ascende para o epilímnio á noite e desce para as camadas escuras, frias e pobres
em oxigênio durante o dia para evitar a predação por peixes. Uma forte evidência da falta de
predação por vertebrados sobre o zooplâncton é a ausência do comportamento de migração
vertical e a presença das populações de Chaoborus dia e noite na coluna de água de alguns
lagos com espécies exóticas de peixes, tais como a lagoa Carioca (Bezerra-Neto, 2007).
120
Os principais efeitos associados com a introdução de espécies exóticas sobre o
funcionamento dos lagos do Médio Rio Doce estão sumarizados na Fig. 7. A introdução dos
exóticos causou, num primeiro momento, rápida diminuição na riqueza das espécies nativas,
principalmente das espécies forrageiras. Posteriormente houve o desenvolvimento
incontrolado das populações de Chaoborus. Este efeito pode ser visto nos lagos Carioca,
Águas Claras e Palmeirinha. Estes lagos possuem uma alta proporção de peixes exóticos e
relativamente altas densidades de Chaoborus no mesozooplâncton (Fig. 3). O aumento na
densidade dos predadores invertebrados causou uma profunda redução de cladóceros nestes
lagos. Sob estas circunstâncias, rotíferos, copepoditos e náuplios de populações de copépodos
ciclopóides (normalmente com o predomínio de Thermocyclops minutus), juntamente com
outros organismos temporários tais como ostrácodos, dominaram a comunidade
zooplanctônica na região limnética dos lagos. Assim, o controle clássico do fitoplâncton pelos
organismos zooplanctônicos de grande porte nestes lagos, se pequeno, tornou-se praticamente
inexistente. Estes resultados são contrários às predições suportadas pela hipótese da cascata
trófica (op. cit.), pois o aumento da piscivoria nos lagos do Médio Rio Doce levou a uma
redução dos organismos planctônicos de grande porte nestes lagos e consequentemente, a uma
redução do forrageio do zooplâncton de grande porte sobre o fitoplâncton.
Alguns estudos têm demonstrado que, em lagos onde ocorreu um aumento extremo de
piscivoria (―sobre-biomanipulação‖), um aumento na abundância de predadores invertebrados
de grande porte pode ocorrer, o qual exerceria uma forte pressão de predação sobre o
zooplâncton herbívoro (Wissel et al., 2000; Bendorf et al., 2000). Entretanto, os efeitos da
redução da predação dos peixes sobre as larvas de Chaoborus parecem ser mais severos em
lagos tropicais devido: (1) nestes ambientes os chaoborídeos são os únicos predadores
invertebrados de grande porte, já que os crustáceos predadores Mysis relicta, Bythotrephes e
Leptodora, comuns em lagos temperados, estão ausentes (Fernando, 1994); (2) chaoborídeos
121
reproduzem durante todo o ano e seu ciclo de vida dura aproximadamente 40-60 dias, em
contraste com 1-2 anos dos ambientes temperados (Bezerra-Neto & Pinto-Coelho, 2002) e (3)
a ocorrência de anoxia nas camadas profundas é mais comum em lagos tropicais, o qual provê
às larvas de chaoborídeos um refúgio contra a predação por peixes (Lewis, 2000).
Uma análise da comunidade zooplanctônica de dois dos lagos estudados reforçam e
complementam as nossas considerações anteriores sobre os efeitos da introdução das espécies
exóticas sobre a comunidade zooplanctônica dos lagos do Médio Rio Doce. Nos lagos
Gambazinho e Amarela, praticamente não houve redução no número de espécies de
cladóceros e copépodos encontradas quando comparados com dados anteriores sobre estes
mesmos ambientes (Tab. 6). No primeiro caso temos a lagoa Gambazinho que não possui
espécies exóticas e mostrou valores reduzidos, mas constantes de diversidade planctônica nos
registros de 2002 a 2005 (3 espécies de cladóceros e duas de copépodos, Tab. 6). No segundo
caso, a lagoa Amarela, que possui espécies exóticas introduzidas, mas que apresentou uma
riqueza elevada de cladóceros e copépodos quando comparados com os outros lagos
estudados. É importante destacar que este lago possui algumas características que o diferencia
dos demais: (a) reduzida profundidade máxima (3m) e (b) ocorrência de macrófitas por toda a
lâmina de água. Existem diversos estudos que mostram que o zooplâncton pode utilizar as
macrófitas aquáticas como refúgio contra a predação por vertebrados e invertebrados
(Lauridsen et al., 1997; Burks et al., 2002; Iglesias et al., 2007). Iglesias et al. (2007), por
exemplo, estudou a migração horizontal diária (MHD) do zooplâncton no Lago Blanca,
Uruguai (prof. máx. 3,6 m), cujos predadores eram basicamente peixes onívoros-planctívoros
e Chaoborus. Eles observaram que Bosmina longirostris e Diaphanossoma birgei eram
encontrados em elevadas densidades nos tapetes de plantas submersas durante o período
noturno, e estes autores acreditam que tal comportamento era engatilhado pelas larvas de
Chaoborus. A preferência dos pequenos peixes onívoros em permanecer durante o dia nos
122
tapetes de plantas aquáticas emersas e submersas e a ocorrência de Chaoborus na região
pelágica durante a noite determinaria a distribuição espacial observada. Já Lauridsen et al.
(1997), detectaram a ocorrência de MHD reversa, ou seja, durante o dia nas regiões abertas e
à noite nas macrófitas, em populações de Daphnia sob predação por larvas de Chaoborus, em
um lago sem peixes nos EUA (Central Long Lake).
Embora a metodologia que utilizamos neste trabalho não dê suporte para afirmarmos
sobre a ocorrência de MHD pelo zooplâncton na lagoa Amarela, acreditamos ser esta a
hipótese mais provável para explicar a ocorrência dos organismos zooplanctônicos de grande
porte (p. ex., Daphnia leavis e Mesocyclops longisetus) neste lago. O aumento da
complexidade espacial devido à presença maciça de plantas aquáticas neste ambiente
promoveria a ocorrência de refúgios, que seriam utilizados pelo zooplâncton contra a
predação por Chaoborus e que permitiria a permanência neste lago de uma comunidade
mesozooplanctônica mais rica do que no restante dos lagos estudados.
Pudemos detectar através de nossas análises e de dados de literatura que também
houve mudanças no nível dos produtores primários após a introdução dos peixes piscívoros
nos lagos do Médio Rio Doce. Uma análise nos dados de Tundisi et al. (1997a) relativo ao
ano de 1985 sobre a abundância relativa dos principais grupos fitoplanctônicos de uma série
de lagos do PERD e no entorno, mostram que mudanças significativas ocorreram nestas
comunidades de 1985 até o presente. Neste estudo, as lagoas Jacaré e Carioca mostraram
dominância de Dinophyceae, representadas por Gymnodinium e Peridinium. Além disso, dos
15 lagos estudados, apenas 4 apresentaram dominância de Cyanophyceae (lagos Ferrugem,
Poço Fundo, Almecega e Palmeiras).
Nossos resultados mostraram que os diversos grupos de fitoflagelados (Volvocales,
Chrysophyceae, Cryptophyceae, Dinophyceae e Euglenophyceae) tiveram densidades muito
baixas quando comparadas àqueles de maior abundância no fitoplâncton. Uma exceção a este
123
padrão ocorreu na lagoa Amarela, onde Euglenophyceae e Dinophyceae foram bem
representadas nas amostras. Dados de Tundisi et al. (1997a), já mostravam que a lagoa
Amarela era dominada por Euglenophyceae em 1985, principalmente Euglena,
Trachelomonas e Phacus. A diminuição nas densidades de certos grupos fitoplanctônicos
outrora abundantes (p. ex., fitoflagelados) e a dominância de outros no presente recente
(principalmente Cyanophyceae, Chlorophyceae e Zygnemaphyceae), pode estar relacionado
com as mudanças que ocorreram nestes ambientes após a introdução das espécies exóticas na
década de 80. O aumento nas densidades de Chaoborus nos lagos estudados, por exemplo,
pode ter sido um fator decisivo para a diminuição da participação dos fitoflagelados na
comunidade fitoplanctônica destes lagos. Arcifa (2000), analisando o conteúdo estomacal de
larvas de Chaoborus em amostras do lago Monte Alegre, Ribeirão Preto (SP), mostrou que as
larvas do I ao IV instar alimentam-se de Peridinium e indicou que estes fitoflagelados,
juntamente com zooflagelados, são os principais componentes da dieta das larvas de I e II
instar.
Na lagoa Dom Helvécio também ocorreram mudanças marcantes na composição
relativa do fitoplâncton da década de 80 até o presente. Um estudo de Pontes (1980) mostrou
uma comunidade fitoplanctônica com uma participação expressiva de Chrysophyceae e
Bacillariophyceae composta principalmente por Dinobryon spp., Melosira spp., Rhizosolenia
sp. e Synedra sp., além de Cryptophyceae (Cryptomonas spp.) variando de 30 a 76% da
abundância relativa nos seis períodos de coleta estudados (janeiro a setembro de 1978). Dos
60 táxons relacionados no estudo de Pontes (1980) na lagoa Dom Helvécio em seis datas
amostrais, apenas 25 foram comuns aos registrados no nosso estudo (87 táxons, 2004/2005)
neste mesmo lago. As mudanças ocorridas na comunidade fitoplanctônica da lagoa Dom
Helvécio já tinham sido notadas por outros pesquisadores. Tenaguchi et al. (2003) por
exemplo, já afirmavam que ―...as alterações provavelmente ocorridas neste ambiente ao longo
124
dos anos influenciaram a estrutura (composição e abundância relativa dos grupos
taxonômicos) e a variação sazonal da comunidade fitoplanctônica, de forma que em 1999 e
2000 encontrou-se uma comunidade diferenciada daquela de 1978‖.
Se as alterações na estrutura da comunidade fitoplanctônica no lago Dom Helvécio
foram expressivas, não menos marcantes foram as mudanças na transparência e nas
concentrações de clorofila-a deste lago. Dados de Okano (1980) sobre a transparência da água
de janeiro a novembro de 1978 mostraram uma transparência do Secchi média de 6,4 m, com
um máximo de 7,3 m em janeiro e um mínimo de 4,9 metros em novembro de 1978. Em 1985
os valores de transparência do Secchi neste lago em novembro e julho foram de 4,5 metros
para ambos os períodos (Tundisi et al., 1997a). Já Bezerra-Neto et al. (2006), registraram
valores médios de transparência do Secchi (julho de 2004 a junho de 2005) de 2,6 metros,
com um mínimo de 1,5 m registrado de em julho de 2004 e máximo de 3,5 m em outubro
deste mesmo ano. Com relação às concentrações de clorofila-a na lagoa Dom Helvécio,
Tundisi et al., (1997b) registraram concentrações na ordem de 0,8 a 1,3 µg.l-1
em toda a
coluna de água no ano de 1983. Em 1985 foram registrados valores entre 0,71 e 1,76 µg.l-1
nas concentrações de clorofila-a (Tundisi et al., 1997a). Já em 2002, a partir de coletas
mensais realizadas neste lago, as concentrações de clorofila-a variaram entre 10-40 µg.l-1
(Barbosa et al., 2002) e em 2003 os valores variaram entre 8 e 28 µg.l-1
(Barbosa et al., 2004).
As modificações registradas na comunidade fitoplanctônica, na transparência da água
e nas concentrações de clorofila-a no lago Dom Helvécio a partir da década de 80 coincidem
com a entrada dos peixes piscívoros invasores no sistema e com as drásticas mudanças na
estrutura da comunidade zooplanctônica neste lago. O desaparecimento das espécies
filtradoras dominantes neste sistema, os copépodos calanóides Argirodiaptomus furcatus e
Scolodiaptomus corderoi (Matsumura-Tundisi, 1997), pode ter sido decisivo na estruturação
das comunidades fitoplanctônicas encontradas no presente.
125
Apesar dos efeitos negativos das introduções de piscívoros exóticos nas lagoas do
Médio Rio Doce, este estudo possibilitou uma oportunidade rara de analisar as conseqüências
de longo prazo da redução de peixes planctívoros através da estocagem de piscívoros em
lagos tropicais. Diversos trabalhos indicam que a manipulação do estoque de peixes em lagos
tropicais não apresenta os mesmos impactos positivos daqueles encontrados em lagos
temperados (Lazzaro, 1997; Jeppesen et al., 2007). Estes estudos sugerem que a aplicação da
―teoria da cascata trófica‖ nos trópicos não é tão simples devido a diversas razões: (a) a
riqueza de espécies de peixes é frequentemente elevada; (b) os estoques de peixes são
frequentemente dominados por espécies onívoras, podendo consumir tanto produtores
primários quanto zooplâncton; (c) a reprodução dos peixes ocorre durante todo o ano; (d) a
comunidade zooplanctônica é frequentemente dominada por pequenos cladóceros, rotíferos e
formas juvenis de copépodos; (e) os organismos zooplanctônicos de grande porte, tais como
dafinídeos, nunca alcançam uma biomassa que poderia afetar os produtores primários em
sistemas aquáticos tropicais de água doce e (f) as larvas de Chaoborus parecem ser mais
abundantes nos lagos tropicais.
Nossos resultados nos permitem concluir que, de todos estes possíveis fatores que
tornariam mais difícil o sucesso da técnica da biomanipulação em lagos tropicais, a elevação
da densidade de Chaoborus nestes ambientes parece ser determinante. O aumento das
densidades deste predador invertebrado, devido ao desaparecimento dos peixes forrageiros
(seus predadores naturais) ocasionou um efeito inverso daquele sugerido pela teoria da
cascata trófica. Por isso podemos considerar a larva de Chaoborus como uma espécie-chave
na comunidade planctônica do lagos do Médio Rio Doce.
5. Considerações finais
126
Este estudo demonstrou os efeitos da introdução de peixes piscívoros exóticos sobre a
cadeia trófica em alguns lagos do sistema lacustre do Médio Rio Doce. Tais efeitos já eram
motivo de preocupação pelos pesquisadores que primeiramente detectaram o problema nas
lagoas do PERD e entorno. Tundisi et al. (1997c) por exemplo, já alertavam que ―...mudanças
na estrutura das cadeias tróficas e na estrutura das comunidades destes lagos, causadas pela
introdução dos exóticos Pygocentrus nattererii e Cichla cf. ocellaris, poderiam ser
esperadas...‖ Pode ser visto através dos resultados deste estudo, que as previsões destes
autores são hoje uma realidade. As invasões dos predadores exóticos tiveram fortes efeitos
negativos sobre a comunidade de peixes nativos nestes lagos, pela diminuição da riqueza de
espécies. Além disso, causaram a diminuição da riqueza e substituição de dominância no
zooplâncton e finalmente, causaram alterações na estrutura das comunidades fitoplanctônicas.
As introduções de espécies exóticas nos sistemas aquáticos brasileiros não estão
restritas ao Distrito Lacustre do Médio Rio Doce e os efeitos negativos da invasão destes
organismos, portanto, podem estar ocorrendo em uma escala geográfica muito maior. Muitos
reservatórios e outros sistemas aquáticos do sudeste do Brasil também estão sofrendo
introduções de diferentes espécies de peixes (Santos et al. 1994). Diversos reservatórios
localizados nos rios Grande e Paranaíba, por exemplo, também estão infestados com Cichla
ocellaris (Santos, 2000). Estas espécies de peixes também estão presentes em reservatórios
localizados em outros rios importantes, tais como São Francisco e diversos rios da Bacia
Atlântica, em especial no rio Paraíba do Sul (Sato & Godinho, 1985).
As mudanças ecológicas recentes observadas nos lagos do Médio Rio Doce fornecem
fortes evidências dos efeitos sinergísticos e cumulativos relacionados ao aumento explosivo e
desordenado da ocupação humana numa das mais importantes bacias do sudeste do Brasil.
Uma das principais funções dos ecólogos trabalhando em áreas impactadas é não somente
identificar mas também compreender os efeitos das diferentes atividades humanas sobre a
127
biota existente, especialmente se estes impactos estão causando a perda de espécies. Assim,
estes achados reforçam a urgência de se melhorar as estratégias de manejo e conservação dos
recursos de água doce nesta região.
Agradecimentos – Nós gostaríamos de agradecer à Dr. Liliana Rodrigues e Dr. Janet W. Reid
pela checagem nas determinações taxonômicas. Nós também agradecemos à FAPEMIG (No.
1541/03) e ao Programa de Pesquisas Ecológicas de Longa Duração – Sítio 4 (PELD – CNPq)
pelo suporte financeiro e logístico a este estudo; ao CNPq, pela bolsa de doutorado (processo
nº 140486/2002-0) ao primeiro autor.
128
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138
Tabelas e figuras
Tabela 1 – Parâmetros limnológicos básicos dos lagos estudados na região lacustre do Médio
Rio Doce, Minas Gerais, Brasil.
Tabela 2 – Lista dos táxons do mesozooplâncton (> 200 µm) presentes na zona limnética de
sete lagos da região lacustre do Médio Rio Doce, Minas Gerais, Brasil, no período de agosto
de 2004 e janeiro de 2005.
Tabela 3 – Número de ―unidades checkerboard‖ calculada para cada par de espécies de peixes
da matriz. (E) representa espécie exótica.
Tabela 4 – Nomes das espécies e códigos utilizados no mapa fatorial DCA.
Tabela 5 – Espécies de peixes coletadas em lagos da região lacustre do Médio Rio Doce,
Minas Gerais, Brasil, entre 1983 e 2005. Dados referentes aos anos de 1983, 1985 e 1987 são
de Sunaga e Verani (1991); ano de 1992, Godinho & Vieira (1998); ano de 2003,
Vasconcellos et al. (2005) e os dados referentes ao ano de 2005 foram coletados nesse estudo.
Tabela 6 – Riqueza de espécies de copépodos e cladóceros em alguns lagos da região lacustre
do Médio Rio Doce, Minas Gerais, Brasil, entre 1980 e 2005.
Figura 1 – Localização de alguns lagos do Sistema Lacustre do Médio Rio Doce, Minas
Gerais, Brasil.
Figura 2 – Comunidade fitoplanctônica de sete lagos da região lacustre do Médio Rio Doce,
Minas Gerais, Brasil. (A) Densidade media e índice de diversidade de Shannon do
fitoplâncton; (B) Riqueza de espécies do fitoplâncton em ambos os períodos do ciclo sazonal;
(C) Abundância relativa da comunidade fitoplanctônica. Os dados referem-se às estações seca
(julho de 2004) e chuvosa (janeiro de 2005).
139
Figura 3 – Comunidade zooplanctônica de sete lagos da região lacustre do Médio Rio Doce,
Minas Gerais, Brasil. (A) Abundancia de duas frações de tamanho do zooplâncton: meso- e
microzooplâncton; (B) Abundância da larva de Chaoborus nos lagos estudados; (C)
Abundância relativa das frações de tamanho do zooplâncton. Os dados referem-se às estações
seca (julho de 2004) e chuvosa (janeiro de 2005).
Figura 4 – Gráfico de dispersão e regressão linear entre a densidade dos instares larvais de
Chaoborus (eixo x) e o número de taxa de cladóceros (eixo y) na estação seca de 2005.
Figura 5 – Comunidade de peixes de sete lagos da região lacustre do Médio Rio Doce, Minas
Gerais, Brasil. (A) Número de espécies nativas e exóticas; (B): Biomassa – CPUE b (peso
fresco em gramas); (C) Abundância relativa em número (CPUE- n) de captura de peixes.
Figura 6 – Diagrama de ordenação DCA ―biplot‖ de peixes (negrito) e dados de zooplâncton
(ln x+1), incluindo espécies raras (somente uma ocorrência). Os códigos são mostrados na
Tabela 4. Os grupos indicam o efeito do predador introduzido (Cichla cf. ocellaris e
Pygocentrus nattereri) sobre Astronotus ocellatus, Astyanax bimaculatus e Oligosarcus
solitaries.
Figura 7 – Cadeia trófica esquemática dos lagos da região lacustre do Médio Rio Doce, antes
(A) e depois (B) da introdução das espécies exóticas de peixes.
140
Tabela 1
Lagos Zmax. Temp. Secchi Cond. N03- NH4+ PT Clor-a
(oC) (m) (µS.cm-1) (µg.l-1) (µg.l-1) (µg.l-1) (µg.l-1)
D. Helvécio Média 25,7 45,5 2,30 254,1 18,3 5,9
Max 30,0 32,0 74,0 6,9 462,0 41,3 15,5
Min 23,0 1,50 35,0 0,0 9,0 0,0 0,6
Carioca Média 26,4 24,6 1,7 113,8 13,6 18,5
Max 10,0 31,5 2,00 13,0 0,0 268,1 22,3 48,6
Min 21,5 1,25 93,0 5,2 9,8 0,0 0,0
Gambazinho Média 27,1 14,7 1,6 2,0 20,2 7,4
Max 9,0 31,5 50,0 0,0 0,0 51,6 20,8
Min 22,5 1,75 13,0 4,8 5,9 0,0 0,6
Jacaré Média 26,7 50,3 0,6 56,8 13,6 7,2
Max 9,0 32,8 2,8 217,0 1,2 105,4 25,4 21,3
Min 22,1 2,5 37,0 0,0 1,2 2,5 0,0
Palmerinha Média 26,1 44,6 1,2 183,8 14,7 8,1
Max 6,0 30,7 1,7 110,0 3,6 378,5 17,5 21,3
Min 21,9 1,3 37,0 0,0 0,0 12,4 0,4
Águas Claras Média 26,9 43,7 0,8 136,6 76,4 18,3
Max 9,0 30,9 3,0 155,0 2,4 242,0 228,2 27,9
Min 22,5 2,0 38,0 0,0 0,0 0,0 0,5
Amarela Média 24,3 98,6 1,27 65,6 34,8 10,1
Max 3,0 29,3 1,0 299,0 3,80 193,6 76,3 22,9
Min 19,0 0,75 53,0 0,00 0,0 1,0 1,1
141
Tabela 2
Lagos
Grupos taxonômicos DH CAR AC JAC GAMB PAL AMA
Copepoda
Argyrodiaptomus sp. x
Ectocyclops rubescens x x
Notodiaptomus isabelae x x x
Mesocyclops brasilianus x x
Mesocyclops longisetus x
Mesocyclops sp. x
Microcyclops anceps x
Microcyclops ceibaensis x
Thermocyclops minutus x x x x x x
Cladocera
Alona sp. x
Bosmina deitersi x
Bosmina hagmani
x
x
Bosmina tubicen x x x
x
Bosminopsis deitersi x
Ceriodaphnia cornuta x x x
Ceriodaphnia silvestrii
x x
Daphnia laevis
x
x x
Daphnia gessneri
x
Macrothrix elegans
x
Diaphanosoma birgei x
x
Ostracoda
Physocypria sp. x
x x x x x
Insecta
Chaoborus sp. x x x x x x x
142
Tabela 3
(E) = Espécies exóticas
Espécies
Ast
ron
otu
s.
Oce
lla
tus
(E)
A.
bim
acu
latu
s
C. o
cell
ari
s(E
)
C. g
ilb
ert
Hop
lery
thri
nu
s
un
ita
enia
tus
Hop
lia
s
mala
ba
ricu
s
Hop
lost
ernum
Lit
ora
lle
(E)
Hyp
ost
om
us
sp.
Lep
ori
nu
s
stei
nd
ach
ner
i
Lyc
engra
uli
s
sp.
Olo
gosa
rcus
soli
tari
us
Pa
chyp
ops
Ad
sper
sus
T.
stri
atu
lus
Pyg
oce
ntr
us
Natt
erer
i (E
)
Astronotus ocellatus (E) 0 2 1 1 0 0 1 1 1 2 2 0 0
Astyanax bimaculatus 6 0 3 0 6 0 0 3 0 2 2 10
Cichla cf. ocellaris (E) 2 0 0 3 2 2 2 4 4 3 0
Cyphocarax gilbert 1 0 4 0 0 1 0 0 0 6
Hoplerythrinus unitaeniatus 0 0 1 1 1 2 2 0 0
Hoplias malabaricus 0 0 0 0 0 0 0 0
Hoplosternum litoralle (E) 4 4 4 8 8 1 0
Hypostomus sp. 0 1 0 0 0 6
Leporinus steindachneri 1 0 0 0 6
Lycengraulis sp. 2 0 4 0
Oligosarcus solitarius 1 3 12
Pachypops adspersus 3 5
Tracheliopterus striatulus 3
143
Tabela 4:
Fish code Zooplankton code
Astronotus ocellatus Aocellat Ostracoda Ostrac
Astyanax bimaculatus Abimac Ceriodaphnia Ceriodap
Cichla cf. ocellaris Cocella Calanoida-Copepodito Cal-Cope
Cyphocarax gilbert Cgilbert Daphnia Daphnia
Hoplerythrinus unitaeniatus Hunitaen Chaoborus Chaob
Hoplias malabaricus Hmalaba Calanoida Calanoid
Hoplosternum litoralle Hlitoral Rotíferos Rotíf
Hypostomus sp. Hypost Bosmina Bosmina
Leporinus steindachneri Lsteinda Diaphanosoma Diaphano
Lycengraulis sp. Lycengr Conochilus Conoch
Oligosarcus solitarius Osolitar Thermocyclops-copepodito Ther-cop
Pachypops adspersus Padspers Calanoida-Nauplii Cal-Naup
Tracheliopterus striatulus Pstriatu Cyclop.adul Cyc-adul
Pygocentrus nattereri Pnattere Thermocyclops Thermocy
Chidoridae Chidor
Chironomídeo Chirono
Brachionus Brach
Thermocyclops-Nauplii Ther-Nau
Simocephalus Simoceph
144
Tabela 5
Espécies D.Helvécio Jacaré Carioca Amarela
83
85 87 92 05 83 85 87 92 05 83 85 87 92 03 05 83 85 87 05
Nativas
Characiformes
Astyanax bimaculatus X X X X X X X X X X X X X X
Astyanax fasciatus X X
Astyanax sp. A X
Astyanax sp. B X
Moenkhausia doceana X X X
Brycon cf. devillei X X X X X X X X X
Oligosarcus solitarius X X X X X
Cyphocarax gilbert X X X X
Leporinus steindachneri X X X X X X X X X X X
Hoplias malabaricus X X X X X X X X X X X X X X X X X X X X
Hoplerythrinus unitaeniatus X X X X X X
Prochilodus vimboides X X X
Siluriformes
Tracheliopterus striatulus X X X X X X X X X X X X X X
Rhamdia sp. X X X X X X X X X X X X X
Hypostomus sp. X
Loricariichthys spixii X X
Loricariidae sp. X
145
Tabela 5 - Continuação
Espécies D.Helvécio Jacaré Carioca Amarela
83
85 87 92 05 83 85 87 92 05 83 85 87 92 03 05 83 85 87 05
Perciformes
Cichlasoma sp. X
Cichlasoma facetum X
Crenicichla cf. lacustris X
Geophagus brasiliensis X X X X X X X X
Pachipops adspersus X X X X X
Clupeiformes
Lycengraulis sp. X X X X
Exóticas
Characiformes
Pygocentrus nattereri X X X X X X X X X X X X X
Perciformes
Cichla cf. ocellaris X X X X X X X X X X X
Astronotus ocellatus X X X X X
Siluriformes
Hoplosternum litoralle X X X X
Callichtrys callichtys X
Clarias gariepinus X
TOTAL 11 14 10 11 4 11 7 4 7 6 10 11 7 9 13 6 6 6 9 3
146
Tabela 6
Lagos Referências Riqueza Riqueza
Cladocera Copepoda
Águas Claras
1985 2 2 2
2001 6 5 3
2002 5 6 3
Este estudo (2004-05) 3 2
Amarela
1980 8 3 2
2001 6 7 4
Este estudo (2004-05) 5 5
Carioca
1980 8 4 2
1980 7 11 3
2001 6 1 3
2002 4 7 3
2003 9 2 2
2004 10 1 2
2005 11 1 2
Este estudo (2004-05) 0 1
Dom Helvécio
1980 7 8 7
1980 8 7 6
1983 1 5 5
1985 3 5 5
2002 4 5 4
2003 9 5 3
2004 10 5 2
2005 11 5 2
Este estudo (2004-05) 5 2
Gambazinho
2002 4 4 3
2003 9 3 3
2004 10 4 3
2005 11 3 3
Este estudo (2004-05) 3 2
Jacaré
1985 2 3 2
2003 9 6 2
2004 10 5 2
2005 11 6 2
Este estudo (2004-05) 3 2
Palmeirinha
1985 2 2 2
2002 5 4 4
Este estudo (2004-05) 2 4
1 = Matsumura-Tundisi, 1997; 2 = Tundisi et al., 1997a; 3 = Rocha & Matsumura-Tundisi, 1997; 4 = Brandão et
al., 2002; 5 = Brito et al., 2002; 6 = Moreto, 2001; 7 = Santos, 1980; 8 = Matsumura-Tundisi & Tundisi, 1980; 9
= Maia-Barbosa et al., 2003; 10 = Maia-Barbosa et al., 2004; 11 = Guimarães et al., 2005.
147
Figura 1
148
Estação seca -2004
DH CAR GAM JAC AM PAL AC
Densid
ade (
x 1
03 o
rg.m
l-1)
0,1
1
10
100
1000
Densidade
Diversidade
Estação chuvosa - 2005
DH CAR GAM JAC AM PAL AC
H (
bits.in
d-1
)
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
A
DH CAR GAM JAC AM PAL AC
Núm
ero
de e
spécie
s
0
20
40
60
80
Seco/2004
Chuva/2005
B
Estação chuvosa 2005
DH CAR GAM JAC AM PAL AC
Estação seca 2004
DH CAR GAM JAC AM PAL AC
Abundância
rela
tiva (
%)
0
20
40
60
80
100
C
Cyanophyceae
Chlorophyceae
Zygnemaphyceae
Bacillariophyceae
Dinophyceae
Euglenophyceae
Outros
Lagos
Figura 2
149
Mesozooplâncton
DH sec
DH chu
CA sec
CA chu
GAM
sec
GAM
chu
JAC sec
JAC chu
PAL
sec
PAL
chu
AC sec
AC chu
AM
sec
AM
chu
Calanoida
Ciclopoida
Cladocera
Ostracoda
Chaoborus Microzooplãncton
Lagos - estação
DH sec
DH chu
CA sec
CAch
u
GAM
sec
GAM
chu
JAC sec
JAC chu
PAL
sec
PALc
hu
AC sec
AC chu
AM
sec
AM
chu
Abundância
rela
tiva (
%)
0
20
40
60
80
100
Rotifera
Nauplii C
Microzooplâncton
DH CAR GAM JAC PAL AC AM
De
nsid
ad
e(o
rg. 1
03)
0
20
40
60
80 seco/2004
chuva/2005
Mesozooplâncton
DH CAR GAM JAC PAL AC AM
A
Chaoborus spp.
DH CAR GAM JAC PAL AC AM
Densid
ade (
org
. x10
3)
0
1
2
3
4
seco/2004
Chuva/2005
B
Figura 3
150
Densidade de Chaoborus (org. m3)
0 200 400 600 800 1000
Cla
docera
-núm
ero
de e
spécie
s
0
1
2
3
4
5
6
Riqueza Cladocera = 5,063 - (0,00422 * densidade Chaoborus)
P < 0,001 R2= 0,71
Figura 4
151
C
Lagos
AC PAL JAC CAR DH GAMB AM
Abundância
re
lativa (
%)
0
20
40
60
80
100
Pygocentrus nattereri
Cichla cf. ocellaris
Hoplias malabaricus
Astyanax bimaculatus
Parauchenipterus striatulus
Pachypops adspersus
Oligosarcus solitarius
Hoplosternum litoralle
Lycengraulis sp.
Hoplerythrinus unitaeniatus
AC PAL JAC CAR DH GAMB AM
CP
UE
(b
)
0
1000
2000
3000
4000
5000
Nativa
Exótica
BAC PAL JAC CAR DH GAMB AM
Núm
ero
de e
spécie
s
0
1
2
3
4
5
Nativa
Exótica
A
Figura 5
152
Figura 6
Eixo 1 (eigenvalue = 33,6%)
Eix
o 2
(e
ige
nvalu
e =
24
,8%
)
153
Figura 7