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UNIVERSIDADE ESTADUAL DO OESTE DO PARANÁ
CENTRO DE CIÊNCIAS BIOLÓGICAS E DA SAÚDE
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO STRICTO SENSU EM CONSERVAÇÃO
E MANEJO DE RECURSOS NATURAIS – NÍVEL MESTRADO
RENATA RUARO
AVALIAÇÃO DA INTEGRIDADE BIÓTICA EM RIACHOS: UM PROTOCOLO
PARA A IDENTIFICAÇÃO DE LOCAIS DE REFERÊNCIA
E ESCOLHA DE MÉTRICAS
CASCAVEL-PR
AGOSTO-2012
2
RENATA RUARO
AVALIAÇÃO DA INTEGRIDADE BIÓTICA EM RIACHOS: UM
PROTOCOLO PARA A IDENTIFICAÇÃO DE LOCAIS DE REFERÊNCIA E
ESCOLHA DE MÉTRICAS
Dissertação apresentada ao Programa de Pós-
graduação Stricto Sensu em Conservação e Manejo
de Recursos Naturais – Nível Mestrado, do Centro
de Ciências Biológicas e da Saúde, da Universidade
Estadual do Oeste do Paraná, como requisito parcial
para a obtenção do título de Mestre em Conservação
e Manejo de Recursos Naturais
Área de Concentração: Conservação e Manejo de
Recursos Naturais
Orientador: Prof. Dr. Éder André Gubiani
Coorientador: Prof. Dr. Almir Manoel Cunico
CASCAVEL-PR
AGOSTO-2012
3
Dados Internacionais de Catalogação-na-Publicação (CIP)
Biblioteca Central do Campus de Cascavel – Unioeste Ficha catalográfica elaborada por Jeanine da Silva Barros CRB-9/1362
R821a
Ruaro,Renata
Avaliação da integridade biótica em riachos: um protocolo para a identificação de locais de referência e escolha de métricas. / Renata Ruaro — Cascavel, PR: UNIOESTE, 2012.
41 p.
Orientador: Prof. Dr. Éder André Gubiani Co-orientador: Prof. Dr. Almir Manoel Cunico Dissertação (Mestrado) – Universidade Estadual do Oeste do
Paraná. Programa de Pós-Graduação Stricto Sensu em Conservação e
Manejo de Recursos Naturais, Centro de Ciências Biológicas e da Saúde. Bibliografia.
1. Riachos neotropicais – Seleção de métricas. 2. Qualidade do
hábitat. 3. Riachos - Monitoramento biológico. I. Universidade Estadual do Oeste do Paraná. II. Título.
CDD 21.ed. 363.7
4
5
DEDICATÓRIA
Aos meus familiares, em especial, meus pais
Guerino e Terezinha que sempre me apoiaram
incondicionalmente, com amor, dedicação e
incentivo, durante toda a minha vida.
Ao Johny por todo amor, carinho, confiança,
apoio e principalmente pela sua paciência que foram
fundamentais para que eu chegasse até aqui.
Vocês serão, sempre, meu porto seguro.
6
AGRADECIMENTOS
A Deus, pois sem ele qualquer conquista é vazia.
Ao meu orientador Prof. Dr. Éder André Gubiani, por ter aceitado o desafio de me
orientar sem sequer me conhecer, pela confiança demonstrada, por sua dedicação,
paciência, respeito, amizade, incentivo e por ter compartilhado seus conhecimentos para a
realização deste trabalho.
Aos Prof. Dr. Almir Manoel Cunico pela coorientação, ensinamentos e contribuição com a
minha formação acadêmica.
A Prof. Drª Yara Moretto Bagatini, pela amizade, orientação e ensinamentos, os quais
permitiram que eu cumprisse mais essa etapa da minha vida profissional.
À Universidade Estadual do Oeste do Paraná e ao Programa de pós-graduação em
Conservação e Manejo de Recursos Naturais, pela oportunidade de estudar e aprimorar
meus conhecimentos.
A todos os professores deste Programa, que muito me ensinaram, e especialmente ao Prof.
Dr. Pitágoras Augusto Piana pela paciência e auxílio na compreensão das análises
estatísticas.
Aos pesquisadores e técnicos do Grupo de Pesquisas em Recursos Pesqueiros e
Limnologia - Gerpel e do Laboratório de Ecologia, Pesca e Ictiologia - LEPI, pelo apoio
concedido durante a realização deste trabalho.
À Fundação Parque Tecnológico Itaipu pela bolsa de mestrado concedida.
Aos meus colegas e amigos que ajudaram a desenvolver os estudos e estiveram presentes
ao meu lado desde a elaboração do projeto até a redação final, em especial, à Liege,
obrigada pela amizade, atenção e ajuda em todos os momentos em que precisei.
Gostaria de agradecer a todos que contribuíram direta ou indiretamente para a realização
deste trabalho.
7
SUMÁRIO
RESUMO .......................................................................................................................... 7
ABSTRACT ...................................................................................................................... 8
INTRODUÇÃO ................................................................................................................. 9
MATERIAL E MÉTODOS .............................................................................................. 12
Área de estudo ................................................................................................................. 12
Amostragens .................................................................................................................... 12
Seleção dos locais de referência ....................................................................................... 16
Seleção das métricas ........................................................................................................ 17
RESULTADOS ............................................................................................................... 19
Variáveis físicas e químicas e identificação de locais de referência .................................. 19
Macroinvertebrados ......................................................................................................... 22
Peixes .............................................................................................................................. 24
Seleção das métricas ........................................................................................................ 25
DISCUSSÃO ................................................................................................................... 29
REFERÊNCIAS .............................................................................................................. 34
Este artigo está de acordo com as normas da revista Hydrobiologia. Disponível em:
< http://www.springer.com/life+sciences/ecology/journal/10750>.
8
RESUMO
A identificação de locais minimamente impactados e a seleção de métricas para a avaliação
dos efeitos das atividades humanas sobre os ambientes aquáticos tem sido uma questão
chave na gestão desses ecossistemas. Este trabalho apresenta um método protocolo para a
identificação de locais de referência e seleção de métricas mais significativas, que refletem
os atributos gerais das assembleias, alteradas pelos impactos humanos. Para isso foi
avaliada a integridade biótica em alguns riachos neotropicais, localizados no estado do
Paraná, Brasil, através da fauna de macroinvertebrados bentônicos e peixes. A
identificação dos locais de referência foi realizada com base na qualidade física e química
do habitat, sendo as variáveis físicas e químicas sumarizadas pela análise de componentes
principais e submetidas à análise de agrupamento para a identificação dos locais de
referência. Foram calculadas dezesseis métricas, as quais foram submetidas a uma análise
discriminante para a seleção das métricas mais significativas. A análise de componentes
principais e a análise de agrupamento revelaram que os locais de referência foram
selecionados de acordo com a composição e qualidade física do sedimento. Esses locais
foram correlacionados positivamente com partículas maiores, como seixos e,
negativamente, com partículas menores. A análise discriminante demonstrou que poucas
métricas são suficientes para identificar alterações nas assembleias decorrentes de
atividades humanas e que as assembleias respondem de maneira distinta às alterações
ambientais. Na análise conjunta das assembleias as métricas selecionadas para
macroinvertebrados foram diferentes das métricas selecionadas na análise realizada para
essa assembleia exclusivamente, na análise conjunta foram selecionadas as métricas de
abundância, percentagem de tolerantes e percentagem de fragmentadores, enquanto que na
análise exclusiva foram selecionadas as métricas de riqueza e percentagem de tolerantes.
Maiores valores de riqueza de macroinvertebrados foram observados em locais prístinos,
enquanto que a percentagem de tolerantes aumentou de acordo com o gradiente de
impacto. Por outro lado, para a ictiofauna foram selecionadas as métricas de riqueza,
diversidade e percentagem de onívoros. Maiores valores de riqueza foram observados nos
locais moderadamente impactados, enquanto que maiores valores de diversidade e
percentagem de onívoros foram observados nos locais de referência. A análise das métricas
das duas assembleias proporcionou uma avaliação mais robusta dos locais categorizados,
segundo um gradiente de impacto, do que a avaliação isolada das assembleias. Entretanto,
a assembleia de macroinvertebrados bentônicos foi igualmente eficiente para confirmar os
locais de referência. O procedimento apresentado neste trabalho poderá facilmente auxiliar
os gestores na seleção de métodos eficazes para a proteção e restauração de ecossistemas
lóticos.
Palavras- chave: condição de referência, seleção de métricas, qualidade do hábitat,
monitoramento biológico, riachos neotropicais.
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ABSTRACT
The identification of minimally impacted sites and the selection of metrics for assessing
the effects of human activities on aquatic environments has been a key issue in the
management of these ecosystems. This paper presents a practical and easy method to
identify reference sites and selection of the most significant metrics that reflect the general
attributes of the assemblies, altered by human impacts. For this we evaluated the biotic
integrity in some neotropical streams, located in Paraná state, Brazil, through the benthic
macroinvertebrates and fish. The identification of reference sites was based on the physical
and chemical quality of the habitat, and the physical and chemical variables summarized
by principal component analysis, and submitted to cluster analysis to identify the reference
sites. Sixteen metrics were calculated, which were submitted to a discriminant analysis to
select the most significant metrics. The principal component analysis and cluster analysis
showed that the reference sites were selected according to composition ande physical
quality of the sediment. These sites were positively correlated with larger particles such as
pebbles and negatively associated with smaller particles. The discriminant analysis showed
that few metrics are sufficient to identify changes in the assemblies by human activities
and that assemblies respond differently to environmental changes. In the pooled analysis of
the assemblies the metrics selected for macroinvertebrate were different than metrics
selected in the analysis performed solely for that assembly, in the pooled analysis were
selected metrics abundance, percentage of tolerant and percentage of shredders, whereas in
exclusive analysis were selected metrics richness and percentage of tolerant. Greater
richness of macroinvertebrates were observed at pristine sites, while the percentage of
tolerance increased with the gradient of impact. On the other hand, for the fish assemblage
were selected metrics of richness, diversity and percentage of omnivores. Greatest richness
were observed in moderately impacted sites, while higher values of diversity and
percentage of omnivores were observed in reference sites. The analysis of the metrics of
the two assemblages provided a more robust evaluation the sites categorized according to a
gradient of impact, than the separate evaluation of the assemblages. However, the benthic
macroinvertebrates assemblage was equally effective to confirm the reference sites. The
procedure presented in this paper can easily assist managers in selecting effective methods
for protecting and restoring stream ecosystems.
Keywords: reference condition, metrics selection, habitat quality, biological monitoring,
neotropical streams.
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AVALIAÇÃO DA INTEGRIDADE BIÓTICA EM RIACHOS: UM PROTOCOLO
PARA A IDENTIFICAÇÃO DE LOCAIS DE REFERÊNCIA E ESCOLHA DE
MÉTRICAS
Introdução
Existe atualmente grande preocupação com o impacto das atividades antrópicas
sobre os ecossistemas aquáticos e sua biota associada (Jaramillo-Villa & Caramaschi,
2008). Rios e córregos são os ecossistemas de água doce mais intensivamente
influenciados pelo aumento da degradação ambiental, ocasionado principalmente por
atividades humanas associadas ao aumento da densidade populacional, como a elevação da
carga de efluentes industriais e domésticos, aumento de áreas agrícolas, perda de hábitats,
introdução de espécies e construção de barragens (Dudgeon et al., 2006; Moya et al.,
2011). A alteração da estrutura física do hábitat é um dos principais mecanismos de
pertubação nos ecossistemas aquáticos (Barbour et al., 1999), especialmente, mudanças
relacionadas à remoção da vegetaçao ciliar.
As áreas florestais apresentam importantes funções para a integridade de sistemas
aquáticos (Casatti et. al., 2012) e a remoção da vegetação ciliar pode provocar uma série de
mudanças adversas ao fluxo do sistema (Roth et al., 1996). O aporte de sedimentos finos,
por exemplo, pode ser sentido gradualmente pela biota aquática, diminuindo lentamente a
qualidade do hábitat (Roth et al., 1996; Pusey & Arthington, 2003). A ausência de galhos e
troncos provoca redução na heterogeneidade de profundidade, substrato, velocidade do
fluxo, o que resulta em riachos rasos, com pouca complexidade estrutural e pobres para
muitas espécies aquáticas (Schlosser, 1991; Roth et al., 1996).
Para monitorar e gerenciar os ecossistemas aquáticos e avaliar os efeitos dos
impactos humanos sobre as assembleias é necessário desenvolver ferramentas práticas, que
incluam abordagens de base biológica (Moya et al., 2011). A seleção e desenvolvimento de
indicadores que representem os elementos da qualidade biológica são cruciais no processo
de avaliação (Nõges et al., 2009). Portanto, um protocolo simples para avaliar os efeitos,
especialmente em córregos alterados por atividades humanas, é necessário (Walton, 2007).
Uma das principais vantagens das abordagens biológicas é que elas podem refletir os
impactos que ocorreram no passado, uma vez que, os organismos vivos estão expostos à
ampla variação das condições ambientais e podem fornecer informações de alterações ao
11
longo do tempo, enquanto que variáveis físicas ou químicas são, muitas vezes, medições
pontuais altamente variáveis que podem facilmente confundir a verdadeira natureza das
condições (Howe et al., 2007; Bedoya et al., 2009). Dentre os organismos mais utilizados
no monitoramento de ambientes de água doce, destacam-se os peixes e macroinvertebrados
(Barbour et al., 1999; Ruaro & Gubiani, no prelo). As assembleias de peixes e
macroinvertebrados podem responder tanto a alterações no hábitat, quanto a presença de
poluentes, dessa forma, são comumente usados para avaliar as condições ambientais, uma
vez que, a integridade dessas assembleias fornece uma medida direta das condições
ecológicas dos ambientes aquáticos (Ode et al., 2005; Qadir & Malik, 2009).
Recentemente, índices para avaliar a integridade de ambientes aquáticos com base
em métricas estruturais e funcionais das assembleias têm ganhado ampla aceitação entre os
gestores de recursos hidrícos, como ferramentas de monitoramento e avaliação (Snyder et
al., 2003). A integridade biótica, comumente é avaliada através do Índice de Integridade
Biótica (IBI), um método desenvolvido originalmente por Karr (1981) para avaliar
atributos das assembleias de peixes em pequenos riachos no meio-oeste dos Estados
Unidos. A versão original do IBI apresenta métricas relativas à riqueza de espécies e
composição, número e abundância das espécies indicadoras, organização e função trófica,
comportamento reprodutivo, abundância e condições individuais dos espécimes (Karr,
1981). O IBI foi formulado para integrar informações de diversos aspectos de um
ecossistema em um valor numérico que indica a classificação de qualidade desse ambiente
(Ganasan & Hughes, 1998; Qadir & Malik, 2009).
As métricas devem demonstrar uma resposta clara à perturbação humana. Assim,
no IBI, como na maioria dos índices multimétricos (MMIs) similares recentemente
desenvolvidos, as métricas são pontuadas de acordo com os locais de referência, os quais
são ambientes considerados minimamente pertubados pelas atividades humanas (Karr,
1991). Índices multimétricos para avaliar a integridade biótica têm sido amplamente
utilizados como ferramenta no monitoramento ambiental em diversos países (Harris &
Silveira, 1999; Oberdorff et al., 2002; Pont et al., 2006; Zhu & Chang, 2008; Casatti et al.,
2009), para diferentes grupos de organismos aquáticos (Rothrock et al., 2008; Lane &
Brown, 2007; Kane et al., 2009) e para diferentes tipos de ambientes (Lyons et al., 2000;
Beck et al., 2010; Terra & Araújo, 2011). Entretanto, a identificação dos locais de
referência é uma questão crucial nos programas de monitoramento e avaliação, tendo em
vista que locais isentos de influência humana não existem ou são de difícil identificação
12
(Whittier, 2007, Ruaro & Gubiani, no prelo). Assim, a dúvida principal é: como determinar
as condições de mínima influência humana? Em recente revisão, Ruaro & Gubiani (no
prelo) verificaram que não existem critérios padronizados para a identificação das
condições de referência e escolha de métricas. Em diversos artigos avaliados, várias
abordagens foram usadas pelos cientistas aquáticos para tentar solucionar esses problemas.
Em muitos estudos, as métricas sugeridas no IBI original foram adaptadas
(incluídas, retiradas ou modificadas) para refletir as diferenças regionais, o que resultou no
uso de inúmeros indicadores sobre os quais se tem pouco conhecimento sobre a sua
comparabilidade (Hawkins, 2006; Moya et al., 2011). Em muitas dessas pesquisas, os
cientistas utilizam métricas específicas, características de determinadas regiões ou
comunidades. Assim, diferentes métricas ou índices podem ser pouco adequados para
aplicação em áreas fora daquelas para as quais foram desenvolvidos (Pont et al., 2009).
Nesse sentido, questões chaves dificultam a utilização de métricas e de índices
multimétricos para a avaliação da integridade biótica em ambientes aquáticos, dentre elas:
(i) é necessária a avaliação de várias métricas para identificar alterações na integridade
biótica? (ii) quais métricas devem ser utilizadas? E (ii) como selecionar essas métricas? A
adoção de critérios quantitativos pode ser uma alternativa importante para diminuir a
subjetividade na escolha e pontuação das métricas (Stoddard et al., 2006) e tornar o
processo de avaliação mais robusto.
Enquanto alguns pesquisadores têm sugerido a necessidade de um índice ou uma
metodologia adequada em nível regional (Pont et al., 2006; 2009), poucos estudos têm sido
realizados para desenvolver tal abordagem (Borja et al., 2009; Reza & Abdullah, 2011).
Isso é especialmente válido em regiões tropicais, tendo em vista que essas ferramentas
exigem um bom conhecimento dos aspectos ecológicos básicos das espécies (Norris &
Hawkins, 2000). Entretanto, essas informações são muitas vezes insuficientes e limitantes
ao desenvolvimento e aplicação desses índices (Toham & Teugels, 1999; Casatti et al.,
2009), sobretudo, em países menos desenvolvidos, onde os recursos são, notoriamente,
insuficientes para sustentar pesquisas de longo prazo (Bozzetti & Schulz, 2004).
Para atenuar essas dificuldades, é imprescindível um melhor entendimento de quais
informações são essenciais para a identificação dos locais minimamente impactados, e se é
necessária a obtenção e avaliação de várias métricas para identificar alterações na
intergidade biótica. Nesse trabalho, avaliamos a condição biológica de riachos neotropicais
alterados, principalmente em decorrência de atividades urbanas e rurais, e não alterados,
13
por meio da fauna de macroinvertebrados bentônicos e peixes. Apresentamos um protocolo
simples e prático para a identificação dos locais de referência e seleção de métricas, que
refletem os atributos gerais das assembleias, afetadas por atividades humanas.
Material e métodos
Área de estudo
O estudo foi realizado em riachos de primeira e segunda ordem (Strahler, 1957)
localizados na região oeste do estado do Paraná, Brasil, pertencentes a diferentes bacias
hidrográficas com diferentes graus de ocupação humana, além de locais prístinos
localizados no Parque Nacional do Iguaçu (Tabela 1 e Figura 1). As amostragens foram
realizadas em quatro riachos modificados por atividades humanas, principalmente
urbanização e uso agrícola, sendo eles riacho Jequitibá localizado no município de
Palotina, São Francisco localizado no município de Cascavel, Pinheirinho localizado no
município de Toledo e Arroio Dourado município de Foz do Iguaçu, e em um riacho
considerado prístino, riacho Poço Preto, localizado dentro de uma unidade de conservação,
Parque Nacional do Iguaçu (área de ocupação de 185.000 hectares; Guimarães et al.,
2003), município de Foz do Iguaçu, Paraná.
Amostragens
As amostragens foram realizadas trimestralmente, durante o período de junho de
2010 a maio de 2011, em três trechos, perfazendo um total de três locais de amostragens,
em cada riacho (Figura 1).
As coletas dos invertebrados bentônicos foram realizadas com um coletor do tipo
Surber (malha de 200 µm e 0,04 m2 de área). Em cada trecho foram obtidas quatro
subamostras, sendo três para a análise biológica, as quais foram armazenadas em
recipientes contendo álcool 70% para pré-fixação e uma amostra para a determinação da
textura granulométrica do sedimento. Em laboratório as subamostras foram submetidas à
lavagem em uma série de peneiras com diferentes aberturas de malha (0,25 e 0,50 mm) e o
material retido na menor malha foi armazenado em recipientes plásticos contendo álcool
70%. O material foi submetido à triagem sob microscópio estereoscópico e os organismos
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foram identificados até o nível taxonômico de família, com base nas seguintes chaves
taxonômicas: Pérez (1988), Merrit & Cummins (1996), Fernández & Dominguez (2001) e
Mugnai et al. (2009). A identificação dos indivíduos ao nível de família para índices
multimétricos pode ser uma alternativa satisfatória, considerando que, a identificação dos
indivíduos a níveis taxonômicos menores é muito demorada (Karr & Chu, 1999; Buss &
Vitorino, 2010; Moya et al., 2011). Além disso, as chaves de identificação para
macroinvertebrados em nível de gênero ou de espécie são limitadas para regiões
neotropicais (Moya et al., 2011).
Os peixes foram amostrados com equipamento de pesca elétrica, constituído de dois
puçás energizados (cátodo e ânodo), alimentados por meio de gerador portátil de corrente
alternada (HONDA, 2,5 kW, 220 V, variando de 400 a 600 V na saída, 3-4 A). Em cada
trecho foram realizadas três capturas sucessivas no sentido de jusante para montante, com
unidade de esforço constante (CPUE) de aproximadamente 30 minutos por passada,
seguindo o protocolo sugerido por Esteves & Lobón-Cerviá (2001). Depois de capturados
os peixes foram eutanasiados, por meio de overdose de Benzocaína (250 mg/l), conforme
sugerido pela Avma (2001), fixados em sacos plásticos contendo formaldeído 4% e
acondicionados em tambores de polietileno. Em laboratório, os peixes foram identificados,
de acordo com Britski et al. (1999), Reis et al. (2003) e Graça & Pavanelli (2007), medidos
e pesados. Alguns indivíduos foram, posteriormente, conservados em álcool 70% e
exemplares testemunho foram depositados em coleção ictiológica do Nupelia (Núcleo de
Pesquisas em Limnologia, Ictiologia, e Aquicultura), da Universidade Estadual de
Maringá, Brasil, disponível em: www.nupelia.uem.br/colecao. O comprimento do trecho
amostrado em cada local variou de 40 a 60 m. Essa medida representa aproximadamente
20 vezes o comprimento médio da largura do riacho e, tipicamente, compreende pelo
menos um comprimento de onda de meandros.
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Tabela 1 Características gerais dos riachos amostrados, Estado do Paraná, Brasil.
Riacho Ordem Bacia
hidrográfica
Pontos Coordenadas Profundidade
média (m)
Largura
média
(m)
Observações
Longitude Latitude
Poço Preto
1 Iguaçu 1
2 3
54°25'54.09"O
54°25'55.8"O 54°26'03"O
25°36'48.04"S
25°36'46.4"S 25°36'40.5"S
0,49
0,09 2,95
1,89
2,88 3,41
Vegetação ciliar em ambas as margens
composta por formações pioneiras de mata atlântica de influência fluvial e
substrato parcialmente rochoso e com
diferentes texturas granulométricas. Predomínio de corredeiras.
Arroio
Dourado
2 Iguaçu 4
5
6
54°30'16.4"O
54°30'19.2"O
54°30'24.1"O
25°34'19.3"S
25°34'16"S
25°34'14.8"S
0,29
0,39
0,12
2,24
2,96
3,10
Vegetação ciliar em ambas as margens
composta por formações pioneiras de
mata atlântica de influência fluvial e substrato parcialmente rochoso e com
diferentes texturas granulométricas.
Predomínio de corredeiras.
São Francisco
1 Paraná III 7 8
9
53°28'08.4"O 53°28'16"O
53°28'17.4"O
24.56'46.6"S 24.56'19.3"S
24.55'55"S
0,12 0,58
0,13
1,8 3,46
2,96
Vegetação ciliar reduzida e/ou ausente, com árvores esparsas, predominância de
gramíneas em alguns trechos; ocupação
urbana predominante no entorno; Erosão nas margens. Substrato parcialmente
arenoso. Predomínio de corredeiras.
Pinheirinho
1 Paraná III 10
11 12
53o42'33"O
53o42'48"O
53o42'55"O
24o45'23"S
24o44'46"S
24o44'05"S
0,16
0,61 0,23
1,94
2,07 3,04
Vegetação ciliar reduzida na maioria dos
trechos, com árvores esparsas. Predominância de atividades agrícolas
próximo a nascente e urbanas nos demais
locais de amostragem. Erosão nas margens. Substrato parcialmente arenoso.
Trechos de corredeira com algumas
regiões de remanso.
Jequitibá
1 Piquiri 13 14
15
53°49'42.61"O 53°49'28.88"O
53°49'15.13"O
24°17'13.24"S 24°17'02.79"S
24°16'54.61"S
0,15 0,14
0,23
1,94 2,24
2,65
Vegetação ciliar reduzida na maioria dos trechos, com árvores esparsas. Ocupação
urbana predominante no entorno. Erosão
nas margens. Substrato parcialmente arenoso. Poucos locais de corredeira e
dominância de poções.
16
Conjuntamente às amostragens das assembleias biológicas foram analisadas variáveis físicas
e químicas, tais como temperatura da água (°C; termômetro de bulbo de mercúrio), pH (pHmetro
Digimed® DM-2P), condutividade (µS.cm-1
;condutivímetro Digimed® DM-3P), e oxigênio
dissolvido (mg.l-1
; oxímetro YSI 550A), aferidos in loco. A composição granulométrica do
sedimento foi determinada segundo Suguio (1973) com o uso da escala de Wentworth (Wentworth,
1922).
Fig. 1 Localização dos locais de coleta e uso do solo no entorno dos riachos amostrados no
estado do Paraná, Brasil.
17
Seleção dos locais de referência
A escolha de um local de referência adequado é um grande problema em todas
as avaliações ecológicas (Hughes, 1995). O estabelecimento dos locais de referência foi
realizado com base na identificação dos locais minimamente perturbados, que
representaram as melhores condições fisícas e químicas do habitat dos riachos
amostrados. A priori foram selecionados dois riachos (Arroio Dourado e Poço Preto)
como potenciais representantes das condições de referência. Os rios protegidos total ou
parcialmente pelos limites do Parque Nacional do Iguaçu são referências quanto à
estrutura do ecossistema aquático do bioma Mata Atlântica (IBAMA, 1999). Para
confirmar se esses riachos são locais de referência, as variáveis abióticas obtidas foram
sumarizadas pela análise de componentes principais (PCA) utilizando o software PC-
ORD 4.0 (McCune & Mefford, 1999). Para determinar quais componentes principais
foram retidos para interpretação foi utilizado o critério de Kaiser-Guttman (Jackson,
1993).
Posteriormente, o centróide dos escores, categorizados pelos trechos de coleta,
foram calculados para os eixos retidos e os resultados foram submetidos à análise de
agrupamento, a fim de agrupar os locais (referência e impactados) com base na
similaridade das condições físicas e químicas do habitat. Para essa análise foi utilizado
o método de agrupamento por médias não ponderadas (UPGMA, McCune & Grace,
2002), utilizando a matriz euclidiana como medida de distância de dissimilaridade. Para
confirmar a existência de diferenças significativas, para as variáveis físicas e químicas
retidas pela PCA, entres os locais agrupados a posteriori, foi utilizada a análise de
variância multivariada (MANOVA; Scheiner & Gurevich, 1993). Se a MANOVA é
significativa, indica a adequação do uso de uma análise de variância (ANOVA one-
way) para cada variável separadamente (Johnson, 1998). Se os pressupostos da
ANOVA e MANOVA não foram atingidos, os dados foram transformados (log, rank) e
análises de variância foram aplicadas para os dados ajustados, sendo novamente
checados os pressupostos. Ainda assim, quando as premissas não foram atingidas, o
teste não-paramétrico de Kruskal-Wallis foi utilizado. A Análise de agrupamento e as
análises de variância foram realizadas com o uso do software Statistica 7.0.
18
Seleção das métricas
As espécies ou grupos de espécies das assembleias avaliadas foram
categorizados para a composição das métricas, na tentativa de padronização, foram
utilizadas métricas semelhantes para ambas as assembleias (seis métricas; Tabela 2).
Macroinvertebrados bentônicos (cinco métricas específicas; Tabela 2) foram
classificados quanto à função trófica e tolerância ao aumento da degradação ambiental
segundo Pérez (1988), Merritt & Cummins (1996), Motta & Uieda (2004), Cummins et
al. (2005) e Tomanova et al. (2006). Os peixes (cinco métricas específicas; Tabela 2)
foram categorizados quanto à origem, função trófica e tolerância ao aumento da
degradação ambiental de acordo com Bozzetti & Schulz (2004), Graça & Pavanelli
(2007), Casatti et al. (2009; 2012), observações pessoais e informações do Fishbase
(www.fishbase.org).
Cada métrica é uma expressão de uma conhecida influência das atividades
humanas sobre os diferentes aspectos da assembleia biológica, que reage de forma
diferente aos estressores do ecossistema aquático (Fausch et al., 1990; Raburu &
Masese, 2010). Para a composição das métricas, descritores ecológicos como riqueza de
espécies (S, número de espécies observado em cada riacho), diversidade (Índice de
Diversidade de Shannon (H’) definido como ( )∑s
1=i
ii lnp×p=H' , onde: s = número de
espécies; e pi = proporção da espécie i) e equitabilidade (lnS
H'=E , onde: H’ = índice de
diversidade de Shannon e S = número de espécies) foram calculados para cada local
através do software PC-ORD 4.0 (McCune & Mefford 1999). A abundância foi
estimada como o número de organismos capturados por unidade de área de superfície
amostrada (m2; Paller, 1996).
As métricas foram selecionadas para refletir alterações gerais nos atributos das
assembleias, assim, foram calculadas 16 métricas relevantes para a avaliação dos
impactos antrópicos, referentes à riqueza de espécies e composição, estrutura trófica e
abundância. Para cada métrica, a resposta esperada com a degradação crescente foi
definida de acordo com a literatura (Tabela 2). Métricas foram determinadas para que
pudessem ser aplicadas a diferentes bacias hidrográficas e aos diferentes grupos de
organismos aquáticos amostrados, entretanto, algumas métricas foram específicas às
19
diferentes assembleias. A métrica percentagem de indivíduos não nativos não foi
aplicada aos macroinvertebrados visto que esses organismos foram identificados ao
nível de família e várias espécies são consideradas cosmopolitas. As métricas referentes
à função trófica diferem em decorrência das diferentes categorizações dos organismos
estudados quanto à dieta alimentar.
Tabela 2 Métricas utilizadas e efeito esperado com o
aumento do impacto*.
Métrica
Efeito esperado com o
aumento do impacto
Métricas comuns às assembleias
Riqueza Diminui
Equitabilidade Diminui
Diversidade Diminui
Abundância.m-2
Diminui
% tolerantes Aumenta
% intolerantes Diminui
Métricas peixes
% não nativos Aumenta
% detritívoros Variável
% onívoros Aumenta
% invertívoros Diminui
% piscívoros Diminui
Métricas macroinvertebrados
% coletores Variável
% onívoros Aumenta
% raspadores Variável
% fragmentadores Diminui
% predadores Diminui
*De acordo com Kerans & Karr (1994), Araújo et al.
(2003), Moya et al. (2007), Baptista et al. (2007), Raburu &
Masese (2010) e Oliveira et al. (2011).
Para identificar as métricas que melhor discriminaram os grupos de locais
categorizados pela análise de agrupamento, as métricas de peixes e macroinvertebrados
foram submetidas a uma análise discriminante (Backward stepwise), por meio do uso do
software Statistica 7.0. Para isso, foram realizadas três análises, uma com as métricas de
macroinvertebrados bentônicos e peixes conjuntamente, e outras duas análises
realizadas com as métricas de cada assembleia separadamente. Valores críticos de
Wilk’s Lambda foram utilizados para determinar diferenças entre os locais
20
categorizados e as métricas que mais contribuíram para a formação das funções
discriminantes (valores críticos de F = 4 e F = 3 foram usados para determinar a entrada
ou remoção da métrica, respectivamente). A análise discriminante busca maximizar a
diferença entre as variáveis e minimizar a variância interna de cada variável (Kane et
al., 2009), e tem sido identificada como um método estatístico aceitável para o
desenvolvimento de IBIs ou MMIs, identificando as variáveis que melhor discriminam
os níveis de degradação em ambientes aquáticos (USEPA, 1998, Kane et al., 2009).
Resultados
Variáveis físicas e químicas e identificação de locais de referência
Os valores médios (± desvio padrão) das variáveis físicas e químicas para os
locais amostrados estão apresentados na Tabela 3. Maiores valores de condutividade
elétrica foram observados nos riachos São Francisco e Jequitibá, sugerindo que esses
locais sofrem maior aporte de sólidos, provavelmente em consequência do despejo de
efluentes orgânicos não tratados. Por outro lado, a análise granulométrica do sedimento
revelou que os maiores valores, para a percentagem de seixos, foram observados nos
riachos Arroio Dourado e Poço Preto, os quais foram muito superiores aos observados
nos riachos mais alterados pela urbanização (Tabela 3).
Tabela 3 Sumário das variáveis físicas e químicas (media ± d. p.) para os riachos
amostrados, durante o período de junho de 2010 a maio de 2011, Estado do Paraná,
Brasil.
Variável/Riacho
A. Dourado
Poço Preto
São
Francisco
Jequitibá
Pinheirinho
Temp. 23,48±2,20 20,47±2,57 21,30±1,24 22,72±1,48 21,68±1,00
OD 6,19±0,86 6,92±0,46 7,48±0,52 6,99±0,91 7,67±0,41
pH 6,92±0,57 7,89±0,58 6,85±0,20 6,68±0,41 6,40±0,51 Cond. 24,85±5,92 38,25±7,13 93,18±3,53 107,45±26,21 49,78±10,78
% Seixos 85,20±9,58 75,31±12,10 31,14±15,39 27,47±21,99 30,17±15,22
% Grânulos 6,42±4,43 9,41±5,44 42,24±12,41 27,11±14,82 29,43±12,06
% Areia G. 1,99±1,62 3,68±2,52 9,54±6,73 23,98±21,35 17,37±11,37 % Areia M. 0,68±0,41 1,83±1,71 4,92±3,03 9,75±21,35 9,94±8,06
% Areia F. 0,21±0,16 0,59±0,66 1,76±1,23 2,63±1,98 2,95±1,64
% Lama 0,02±0,02 0,04±0,07 0,10±0,11 0,06±0,09 0,09±0,12
Temp. = temperatura da água; OD = oxigênio dissolvido; Cond. = condutividade
elétrica; Areia G. = areia grossa; Areia M. = areia média; Areia F. = areia fina; A.
Dourado = Arroio Dourado; d. p. = desvio padrão.
21
Na análise de componentes principais foram retidos os três primeiros eixos para
análise, que explicaram 72,14% da variabilidade dos dados (Tabela 4). No primeiro
eixo, as variáveis percentagem de areia média e percentagem de areia fina influenciaram
positivamente, enquanto que percentagem de seixos influenciou negativamente. No eixo
dois, a percentagem de grânulos esteve correlacionada negativamente, e no eixo 3
temperatura da água também foi correlacionada negativamente. As variáveis que mais
influenciaram na diferenciação entre os riachos foram aquelas referentes à composição
do sedimento, evidenciando que as atividades humanas afetam seriamente a qualidade
física do hábitat.
Tabela 4 Resultados da análise de componentes principais
(PCA). Para cada eixo são mostrados os autovalores, a
percentagem de explicação e, em negrito, autovetores das
variáveis selecionadas em cada eixo. Eixo 1 Eixo 2 Eixo 3
Autovalores 4,16 1,71 1,34 % de explicação 41,63 17,13 13,38
Temperatura da água -0,13 -0,04 -0,66
Oxigênio dissolvido 0,27 -0,14 0,46
pH -0,25 0,34 0,19 Condutividade elétrica 0,26 -0,30 -0,34
% Seixos -0,46 0,13 0,09
% Grânulos 0,13 -0,71 0,05 % Areia grossa 0,39 0,38 -0,22
% Areia média 0,42 0,33 -0,11
% Areia fina 0,44 0,12 0,07 % Lama 0,19 0,02 0,35
A análise de agrupamento, com base nas variáveis físicas e químicas, revelou a
formação de três grupos (Figura 2), os quais foram categorizados em: minimamente
impactado (referência), moderadamente impactado e fortemente impactado.
22
Fig. 2 Dendrograma com os resultados da análise de agrupamento para os locais
amostrados (UPGMA, utilizando a matriz euclidiana como medida de distância de
dissimilaridade), durante o período de junho de 2010 a maio de 2011, Estado do Paraná,
Brasil.
A MANOVA para as variáveis físicas e químicas apresentou diferenças
significativas entre os locais categorizados (Wilk’s Lambda = 0,022, F20, 72 = 20,686, p <
0,010). Os resultados das análises de variância sugerem que a proporção de sedimentos
finos predomina nos locais mais impactados (Figura 3). A percentagem de seixos foi
superior nos locais de referência (F2, 45 = 80,715, p < 0,001), sendo os valores
decrescentes de acordo com o gradiente de impacto. Por outro lado, a percentagem de
areia média (F2, 45 = 46,540, p < 0,001) e a percentagem de areia fina (H2, 48 = 23,178, p
< 0,001) foram superiores nos locais mais impactados, sendo os valores decrescentes
conforme o gradiente de impacto. Ainda, os valores para a percentagem de grânulos (H2,
48 = 34,643, p < 0,001) não seguiram o gradiente de impacto, sendo os maiores valores
observados para os locais moderadamente impactados. A temperatura da água não
apresentou diferenças significativas entre os locais (F2, 45 =0,274, p = 0,762).
23
Fig. 3 Escores dos eixos da análise de componentes principais (PCA) para análise de
padrões espaciais nas variáveis físicas e químicas amostradas em alguns riachos
neotropicais, durante o período de junho de 2010 a março de 2011, Estado do Paraná,
Brasil (a escores dos eixos 1 e 2; b escores dos eixos 1 e 3 e c escores dos eixos 2 e 3).
24
Macroinvertebrados
Durante o período de estudo foram coletados 17.152 indivíduos, distribuídos em
58 grupos/famílias (Tabela 5). Nos locais minimamente impactados (referência) foram
registrados 8.242 organismos, com predominância de 56% da família Chironomidae e
11% da família Elmidae. A predominância da família Chironomidae aumentou
conforme o gradiente de impacto, chegando a 82,7% nos locais moderadamente
impactados e 90% nos locais fortemente impactados.
Tabela 5 Grupos/famílias de macroinvertebrados coletados durante o período de junho de 2010 a
maio de 2011, Estado do Paraná, Brasil, além de número de indivíduos, categorias dos indivíduos
quanto à função trófica e tolerância.
Maior grupo
taxonômico
Número Função
trófica
Tolerância Maior grupo
taxonômico
Número Função
trófica
Tolerância
Nematoda 61 O T Glossosomatidae 90 R I
Oligochaeta 230 C T Hydropsychidae 292 C I
Hirudinea 125 P T Calamoceratidae 14 C I
Bivalvia Leptohyphidae 169 C I
Pelecypoda 2 C I Leptophlebiidae 178 C I
Corbiculidae 6 C T Plecoptera
Gastropoda Perlidae 54 P I
Thiaridae 8 R T Gripopterygidae 8 F I
Ancylidae 88 R I Hemiptera
Ampularidae 54 R T Veliidae 3 P T
Pleuroceridae 18 R T Pleidae 4 P T
Planorbidae 103 R T Mesoveliidae 1 P T
Physidae 680 R T Helotrephidae 44 P I
Hydrobiidae 7 R T Diptera
Prostigmata 349 P T Simuliidae 462 C I
Crustacea Psychodidae 10 C T
Ostracoda 18 C T Tipulidae 4 C I
Trichodactylidae 8 O I Stratiomydae 1 C T
Insecta Tabanidae 5 P T
Ephemeroptera Empididae 48 P T
Baetidae 15 C I Culicidae 1 C T
Caenidae 167 C I Ceratopogonidae 103 P T
Leptophlebidae 178 C I Chaoboridae 48 P T
Odonata Chironomidae 12118 O T
Megapodagrionidae 1 P I Coleoptera
Aeshnidae 1 P T Psephenidae 68 P I
Calopterygidae 9 P I Lutrochidae 4 P T
25
Perilestidae 2 P T Hydrophilidae 4 P T
Libellulidae 26 P T Gyrinidae 10 P T
Gomphidae 12 P I Elmidae 921 C I
Coenagrionidae 156 P I Dytiscidae 6 P T
Trichoptera Lepidoptera
Polycentropodidae 7 C I Pyralidae 1 F I
Odontoceridae 1 F I Noctuidae 2 F I
Leptoceridae 82 F I Megaloptera
Hydroptilidae 146 R I Corydalidae 99 P T
O= onívoro, C= coletor, F= fragmentador, R= raspador e P= predador; T= tolerante e I= intolerante.
Peixes
Em todas as amostragens foram coletados 15.365 indivíduos, distribuídos em 38
espécies (Tabela 6). Nos locais minimamente (referência) e fortemente impactados foi
observada predominância de espécies do gênero Astyanax (46 e 71%, respectivamente).
Astyanax altiparanae foi a espécie mais abundante em locais fortemente impactados,
representando 42,5% da abundância. Por outro lado, nos locais moderadamente
impactados houve predominância da família Poeciliidae (Phalloceros harpagos 48% e
Poecilia reticulata 30%).
Tabela 6. Espécies de peixes amostradas durante o período de junho de 2010 a
maio de 2011, Estado do Paraná, Brasil, além de número de indivíduos, categorias
das espécies quanto à função trófica, origem e tolerância. Espécie
Número Função
trófica
Origem
Tolerância
Erythrinidae
Erythrinus erythrinus 2 P N T
Hoplias sp. 1 5 P N T
Hoplias sp. 2 10 P N T
Hoplias sp. 3 5 P N T
Characidae
Astyanax sp. 1 620 O N I
Astyanax sp. 2 80 O N I
Astyanax sp. 3 155 O N I
Astyanax aff. fasciatus 133 O N I
Astyanax aff. paranae 1885 I N I
Astyanax altiparanae 846 O N I
Bryconamericus aff. iheringi 20 O N I
26
Serrapinnus notomelas 6 H N T
Crenuchidae
Characidium aff. zebra 2 I N I
Characidium sp. 1 42 I N I
Prochilodontidae
Prochilodus lineatus 10 D N I
Trichomycteridae
Trichomycterus sp. 348 O N I
Callichthyidae
Corydoras sp. 151 O N T
Callychthys callychthys 3 O N T
Loricariidae
Hypostomus ancistroides 135 D N T
Hypostomus albopunctatus 15 I N T
Hypostomus cf. luetkenii 35 D N T
Hypostomus sp. 4 D N T
Hisonotus sp. 43 H N I
Heptapteridae
Imparfinis mirini 2 I N I
Imparfinis schubarti 4 I N I
Pimelodella gracilis 17 I N I
Rhamdia quelen 167 P N T
Pimelodidae
Heptapterus mustelinus 68 I N T
Gymnotidae
Gymnotus inaequilabiatus 26 I N T
Gymnotus pantanal 49 I N T
Gymnotus sylvius 78 I N T
Poeciliidae
Phalloceros harpagos 6447 O N T
Poecilia reticulata 3822 D NN T
Cichlidae
Crenicichla aff. britskii 21 I N I
Cichlasoma paranaense 4 O N T
Geophagus brasiliensis 10 O N T
Oreochromis niloticus 43 O NN T
Synbranchidae
Synbranchus marmoratus 53 P N T
D= detritívoro, O= onívoro, H= herbívoro, I= invertívoro e P= piscívoro; N=
nativo e NN= não nativo; T= tolerante e I= intolerante.
27
Seleção das métricas
A análise discriminante revelou que poucas métricas foram significativas na
segregação entre os locais. As métricas selecionadas para a assembleia de
macroinvertebrados bentônicos, na análise conjunta das assembleias
(macroinvertebrados bentônicos e peixes) foram diferentes das métricas selecionadas na
análise realizada para cada assembleia separadamente (Tabela 7). Enquanto que na
análise conjunta foram selecionadas as métricas de abundância, percentagem de
tolerantes e percentagem de fragmentadores, na análise realizada separadamente para
macroinvertebrados bentônicos foram incluídas no modelo apenas as métricas de
riqueza e percentagem de tolerantes. Por outro lado, para a assembleia de peixes, as
métricas de riqueza, diversidade e percentagem de onívoro, foram selecionadas em
ambas as análises.
Na análise conjunta a percentagem de acerto foi superior às registradas nas
análises para cada assembleia (Tabela 7) e a função 1 explicou 94% da variabilidade das
métricas. Para macroinvertebrados bentônicos, a função 1 explicou 99% da
variabilidade das métricas, enquanto que para peixes a função 1 explicou 92%.
Tabela 7 Métricas selecionadas pela análise discriminante. Para cada métrica selecionada os
valores de Wilk’s Lambda, F e p são apresentados. Além disso, para cada análise a
percentagem de acerto é mostrada. Métrica Wilk’s
Lambda
F P % Acerto
Métricas selecionadas na análise conjunta
Peixes e macroinvertebrados 90
Abundância.m-2
de
macroinvertebrados 0,24 7,31 0,001 % macroinvertebrados tolerantes 0,29 12,67 <0,001
% macroinvertebrados... ..............
fragmentadores 0,23 5.49 <0,001
Riqueza peixes 0,22 4.44 0,017 Diversidade peixes 0,29 15.09 <0,001
% peixes onívoros 0,23 5.4 <0,001
Métricas selecionadas na análise para cada assembleia
Macroinvertebrados 85
Riqueza 0,55 16,92 <0,001
% tolerantes 0,44 8,3 <0,001
Peixes 81,66
Riqueza 0,44 3,8 0,028
Diversidade 0,73 23,95 <0,001
% onívoros 0,45 4,56 0,014
28
Uma análise mais detalhada revelou que as métricas selecionadas na análise
conjunta apresentaram maior percentagem de acerto na discriminação entre os locais
categorizados de acordo com o gradiente de impacto (Tabela 8). Contudo, as métricas
da assembleia de macroinvertebrados bentônicos apresentaram maior poder
discriminante em confirmar os locais de referência do que a as métricas da assembleia
de peixes (Tabela 8).
Tabela 8 Percentagem de acerto das métricas em discriminar os locais categorizados pela análise
de agrupamento
Locais % de acerto das métricas
de macroinvertebrados
% de acerto das
métricas de peixes
% de acerto das métricas
de macroinvertebrados
e peixes
Minimamente
impactado 95, 83 83,33 95,83
Moderadamente impactado 93,33 90,00 93,33
Fortemente
impactado 0,00 33,33 50,00
A análise discriminante demonstrou que as assembleias de macroinvertebrados
bentônicos e peixes respondem de maneira distinta às alterações no ambiente (Figura 4).
A análise conjunta demonstrou que a abundância e percentagem de macroinvertebrados
fragmentadores, assim como a diversidade de peixes e percentagem de peixes onívoros
foram superiores nos locais de referência (minimamente impactados). Por outro lado, a
análise das métricas de macroinvertebrados revelou que a riqueza foi superior nos locais
de referência, enquanto que a percentagem de organismos tolerantes aumentou nos
locais mais impactados. Em contrapartida, as métricas selecionadas para a assembleia
de peixes demonstraram que a diversidade e a percentagem de organismos onívoros
foram superiores nos locais de referência, ao passo que a riqueza foi superior nos locais
moderadamente impactados.
29
Fig. 4 Performance das métricas selecionadas pela análise discriminante (a análise conjunta, b
macroinvertebrados bentônicos e c peixes).
30
Discussão
Os resultados deste estudo demonstram que a qualidade física do hábitat foi o
melhor indicador para a identificação dos locais de referência e, que, poucas métricas
são suficientes para identificar as características gerais da biota, as quais são alteradas
pelos efeitos das atividades humanas. Além disso, o uso de macroinvertebrados
bentônicos e peixes constituem eficientes ferramentas para avaliar impactos em riachos
alterados, entretanto, essas assembleias respondem de maneira distinta às mudanças do
ambiente.
O hábitat físico de muitos ambientes aquáticos, em todo o mundo, tem sido
degradado em decorrência das atividades humanas (Mugodo et al., 2006; Beltrão,
2009). A qualidade física do hábitat é fortemente comprometida em riachos alterados,
especialmente pela urbanização, evidenciando que essas modificações proporcionam
maior deposição de sedimentos finos. O principal mecanismo de perturbação em riachos
alterados pela urbanização é o escoamento superficial, que altera a magnitude, volume,
frequência e vazão da água (Shuster et al., 2005). Outro fator perturbador é a remoção
da vegetação nativa ciliar, aumentando o escoamento superficial e a erosão das
margens, com consequente assoreamento e destruição de hábitats, especialmente
àqueles compostos por seixos e cascalhos, que são exigidos para muitas espécies de
peixes realizarem seu ciclo de vida (Berkman & Rabeni 1987, Roth et al., 1996; Walters
et al., 2009). Além disso, a degradação do leito do rio pode eliminar larvas de insetos
aquáticos e as espécies que deles se alimentam (Lydy et al., 2000).
A composição e distribuição dos sedimentos são fatores importantes na
determinação dos padrões de distribuição de organismos e estrutura de comunidades
aquáticas (Callisto & Esteves, 1996; Barbour et al., 1999). A sedimentação excessiva é
vista como um estressor chave nos ecossistemas aquáticos, sendo o desmatamento e a
urbanização significativamente relacionadas com sedimentos mais finos (Walters et al.,
2009). De acordo com os resultados evidenciados neste estudo, riachos alterados pela
urbanização são altamente influenciados por sedimentos mais finos, enquanto que,
riachos com mínima influência humana são correlacionados com partículas maiores,
como seixos. Dessa forma, alterações na estrutura do hábitat e composição do
sedimento reportam efeitos de atividades humanas ao longo do tempo, enquanto que
medidas de algumas variáveis químicas da água são apenas registros momentâneos.
31
Assim, a seleção de variáveis que reflitam as condições do sedimento para identificação
dos locais de referência é essencial. Portanto, quando a qualidade do hábitat, avaliada
pelo tipo de sedimento, difere substancialmente das condições de referência, a
restauração do hábitat físico deve ser abordada e a análise do grau de comprometimento
biológico deve incluir uma avaliação física do hábitat (Barbour et al., 1999). Neste
estudo, a composição do sedimento foi fundamental para a identificação dos locais
minimamente impactados pelas atividades humanas, sobretudo, para identificar os
efeitos das alterações físicas no hábitat. Assim, o uso de um método simples, barato e
que pode ser usado em qualquer região e ambiente aquático, para a seleção dos locais de
referência é recomendado, visto que as variáveis granulométricas são fáceis de serem
obtidas. Enquanto que muitas variáveis químicas da água requerem equipamentos e
recursos, muitas vezes, precários em regiões neotropicais.
A escolha dos locais de referência é fundamental para identificação dos impactos
das atividades humanas nos ecossistemas aquáticos (Zhu & Chang, 2008; Ruaro &
Gubiani, no prelo). Para isso, alguns estudos utilizam dados biológicos para
determinação dos locais de referência (Bozzetti & Schulz, 2004; Qadir & Malik, 2009).
Entretanto, a biota observada localmente não deve ser utilizada como critério para
definição dos locais de referência devido à questão da circularidade, uma vez que a
biota será avaliada posteriormente pelas métricas ou índices de integridade biótica
(Stoddard et al., 2006; Oliveira et al., 2008). O mais importante da definição das áreas
de referência é descrever toda a variabilidade natural presente em locais de ausência, ou
mínima interferência humana, utilizando critérios independentes e pouco subjetivos, que
garantam precisão da avaliação (Stoddard et al., 2006; Oliveira et al., 2008).
Uma abordagem comum para bioavaliação tem sido relacionar mudanças nas
métricas, que descrevem aspectos da estrutura das assembleias bióticas, com a
perturbação ambiental (Kennard et al., 2006). No entanto, uma questão chave nesse
processo é a identificação de quais métricas podem detectar um ou vários tipos de
perturbação humana (Sánchez-Montoya et al., 2010). A partir disso, neste estudo foi
utilizada a análise discriminante, a qual foi considerada a opção mais simples, rápida e
adequada para selecionar as métricas com melhor capacidade em discriminar os locais
de referência e àquelas mais modificadas pelo gradiente de perturbação. Os resultados
obtidos sugerem que poucas métricas são suficientes para diagnosticar rapidamente
mudanças na integridade biótica e evidenciar os mecanismos dessas alterações. Tais
32
informações reforçam o conhecimento de que poucas e, até mesmo, uma única métrica
respondem bem às mudanças ambientais (Sánchez-Montoya et al., 2010) e, além disso,
podem ser mais úteis para o gerenciamento ambiental do que a utilização de índices
muito criticados na literatura (Ruaro & Gubiani, no prelo). Essa avaliação da resposta
das métricas ao gradiente de degradação é, muitas vezes, pouco valorizada. Contudo,
essencial para poupar trabalho nos procedimentos posteriores (Statzner & Bêche, 2010),
visto que, a agregação das métricas em um único valor simplifica a informação
fornecida pelos índices (facilmente interpretados), podendo facilitar o manejo.
Entretanto, a exata natureza desse manejo (restauração, tratamento de efluentes,
mitigação) não é determinada pelo valor final do índice, mas sim pela análise das
métricas que o compõem (Barbour et al., 1999; Oliveira et al., 2008).
O principal problema na utilização de descritores múltiplos das condições
ambientais é a correlação entre os indicadores (Kolada, 2010). Acreditamos que a
multicolinearidade entre as métricas de macroinvertebrados e peixes possa ter
influenciado na seleção de métricas distintas para a assembleia de macroinvertebrados
bentônicos. Nossos resultados demostraram que as métricas de peixes - diversidade,
riqueza e percentagem de onívoros - são correlacionados com a percentagem de
fragmentadores, abundância e riqueza de macroinvertebrados. Entretanto, estudos
futuros devem ser densenvolvidos para investigar quais desses atributos de
macroinvertebrados são determinados pela assembleia de peixes.
De forma geral, os resultados mostraram que as métricas de riqueza e
diversidade parecem apresentar maior poder discriminante na avaliação do gradiente de
perturbação humana, evidenciando que ambientes minimamente impactados possuem
menor dominância e maior riqueza de espécies. É esperado que em riachos
minimamente degradados ocorra maior riqueza de espécies e poucas espécies
dominantes (Ferreira & Casatti, 2006). Muitas vezes, as espécies dominantes são
também aqueles mais tolerantes às mudanças nas condições ambientais (Casatti et al.,
2012). Assim, como observado nesse estudo, a dominância de Chironomidae aumentou
conforme o gradiente de impacto, bem como a dominância de Phalloceros harpagos e
Poecilia reticulata, espécies tolerantes à hipóxia (Casatti et al., 2012), foi superior nos
locais moderadamente impactados.
A proporção de tolerantes é uma das melhores métricas para detecção de
impactos, pois os organismos intolerantes são os primeiros a desaparecem com o
33
aumento da influência do homem (Karr, 1981). Assim, as comunidades biológicas
refletem as condições das bacias hidrográficas, uma vez que, são sensíveis às mudanças
em uma ampla variedade de fatores ambientais (Karr, 1981). Os resultados deste estudo
demonstraram que as assembleias, principalmente de macroinvertebrados, responderam
de maneira evidente às alterações ambientais decorrentes das atividades humanas,
especialmente àquelas relacionadas à sedimentação e alteração do hábitat,
demonstrando que como aumentou a proporção de sedimentos finos diminuiu a riqueza
e aumentou a percentagem de macroinvertebrados tolerantes. Respostas típicas da
assembleia de macroinvertebrados bentônicos às pertubações humanas incluem o
aumento de organismos tolerantes e redução na riqueza, diversidade e abundância em
riachos impactados (Cuffney et al., 2005; 2010).
Por outro lado, a assembleia de peixes respondeu de maneira distinta às
alterações ambientais, visto que, a diversidade de espécies foi superior nos locais de
referência, enquanto que, os maiores valores de riqueza foram observados nos locais
moderadamente impactados. Isso pode ser explicado pelo fato de que as espécies de
peixes possuem maior mobilidade que outros organismos indicadores, como
macroinvertebrados que são bons indicadores de condições localizadas (Barbour et al.,
1999). Além disso, locais de referência parecem apresentar padrões de dominância
distintos dos locais impactados. Em locais pouco impactados há maior equitabilidade,
enquanto que, em locais alterados ocorre maior dominância de uma ou poucas espécies,
geralmente tolerantes às mudanças ambientais, o que reduz os valores do índice de
diversidade. Outro fator importante é o elevado grau de endemismo da bacia do rio
Iguaçu (Agostinho & Gomes, 1997), que mesmo nos riachos amostrados, pode ter
influenciado na menor riqueza observada nos locais categorizados como de referência.
É esperado que a proporção de indivíduos onívoros aumente em riachos com
menor integridade (Karr, 1981). Entretanto, neste estudo a percentagem de peixes
onívoros foi superior nos locais de referência. Isso pode ser decorrente do fato de que
não foram avaliados os estômagos dos peixes coletados para confirmar a composição da
dieta, a qual foi estimada da literatura supracitada para a classificação dos organismos.
Isso pode ter influenciado no resultado observado para essa métrica, uma vez que os
peixes tropicais apresentam uma considerável plasticidade trófica (Abelha et al., 2001),
além de que algumas espécies ainda não descritas como Astyanax sp. 1, Astyanax sp. 2 e
Astyanax sp. 3 somente foram observadas nos locais de referência.
34
Nos últimos anos, tem sido observado rápida aceleração do interesse científico
no desenvolvimento e aplicação de indicadores ecológicos, em virtude da necessidade
de avaliar a condição ecológica para melhor gerenciar os recursos naturais e a
biodiversidade (Niemi & McDonald, 2004). Especialmente, no que se refere ao
desenvolvimento de ferramentas eficazes para auxiliar os gestores ambientais no
emprego de recursos financeiros em programas de conservação e restauração. Nossos
resultados demostraram que ao utilizar duas assembleias como indicadores ecológicos,
numa abordagem mais holística, a avaliação dos locais categorizados segundo um
gradiente de impacto foi mais robusta do que a avaliação isolada das assembleias.
Entretanto, a assembleia de macroinvertebrados bentônicos foi igualmente eficiente ao
confirmar os locais de referência. Esses resultados reforçam que os macroinvertebrados
são mais sensíveis do que peixes aos impactos em córregos alterados (Walters et al.,
2009). Porém, pesquisas futuras devem examinar o comportamento dos descritores
ecológicos dessa assembleia em locais mais impactados. Além disso, recomendamos
que para avaliação rápida de locais de referência a assembleia de macroinvertebrados
seja utilizada, pois apresentam inúmeras vantagens como, esses organismos
proporcionam respostas claras ao aumento da degradação ambiental, são relativamente
fáceis de coletar e identificar (dependendo do nível taxonômico) e, principalmente, os
custos da avaliação são muito menores quando comparados à assembleia de peixes.
Dada a ampla variedade de estressores em ambientes aquáticos, um objetivo
chave da gestão desses ecossistemas é identificar os principais indicadores e
mecanismos de alteração, para que os gestores possam diagnosticar mais rapidamente a
‘saúde’ do ecossistema e trabalhar no sentido de tratar os sintomas (Walters et al.,
2009). Desse modo, ferramentas que auxiliem nessa identificação são fundamentais.
Uma ferramenta de biomonitoramento ideal deve indicar com precisão as condições de
referência, demonstrar repostas claras das assembleias às pertubações humanas e
possuir baixos custos de amostragem e avaliação (Bonada et al., 2006). Nesse sentido,
este trabalho apresenta uma metodologia relativamente simples, barata e prática para
identificar os locais minimamente impactados e as principais métricas das assembleias
que são alteradas pelas atividades humanas em riachos neotropicais. Assim, essas
métricas podem ser utilizadas como ferramantas em programas de monitoramento,
auxiliando os gestores na seleção de métodos eficazes para a proteção e restauração de
ecossistemas lóticos.
35
Em resumo, nosso protocolo para identificação dos locais de referência e escolha
de métricas sugere:
Avaliar e separar os locais em um gradiente de impacto e, ainda, identificar os
locais de referência de acordo com a qualidade do hábitat especialmente
utilizando a composição do substrato;
Avaliar métricas gerais que possam ser aplicadas a diferentes grupos de
organismos aquáticos;
Através da análise discriminante, selecionar as métricas com maior capacidade
em responder às alterações ambientais.
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