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UNIVERSIDADE DO VALE DO ITAJAÍ MESTRADO EM CIÊNCIA E TECNOLOGIA AMBIENTAL

EFEITOS DE PERTUBAÇÕES NATURAIS E ANTRÓPICAS SOBRE AS ASSOCIAÇÕES DE CRUSTÁCEOS DECÁPODOS INFRALITORAIS NO

ESTUÁRIO DO RIO ITAJAÍ-AÇU, SC, BRASIL

ISABEL DO PRADO LEITE

ITAJAÍ 2012

UNIVERSIDADE DO VALE DO ITAJAÍ

MESTRADO EM CIÊNCIA E TECNOLOGIA AMBIENTAL

EFEITOS DE PERTUBAÇÕES NATURAIS E ANTRÓPICAS SOBRE AS ASSOCIAÇÕES DE CRUSTÁCEOS DECÁPODOS INFRALITORAIS NO

ESTUÁRIO DO RIO ITAJAÍ-AÇU, SC, BRASIL

ISABEL DO PRADO LEITE

Trabalho de Conclusão apresentado ao Programa de Pós-Graduação em Ciência e Tecnologia Ambiental, como parte dos requisitos para obtenção do grau de Mestre em Ciência e Tecnologia Ambiental

Orientador: Dr. Paulo Ricardo Pezzuto

Co-orientador: Dr. Jurandir Pereira Filho

ITAJAÍ 2012

ii

AGRADECIMENTOS

Agradeço, ao Prof. Dr. Paulo Ricardo Schwingel, mais uma vez, pela oportunidade de realizar este estudo e a Mestra em Ciência e Tecnologia Ambiental Aline Antunes pelo apoio, especialmente nas fases iniciais do projeto. Ao Prof. Dr. Paulo Ricardo Pezzuto, pela orientação, pelo tempo dedicado e pela amizade no decorrer deste trabalho. Obrigada! Ao Prof. Dr. Carlos Emílio Bemvenuti, por ter aceitado participar como membro externo da banca. Obrigada por contribuir com este trabalho! Aos professores, estagiários, bolsistas e funcionários do Laboratório de Oceanografia Biológica. Aos professores e colegas do Mestrado em Ciência e Tecnologia Ambiental. A minha família, amigos e especialmente meu namorado, pelo apoio e incentivo fornecidos durante este trabalho, principalmente na etapa final desta dissertação. Obrigada!

iii

SUMÁRIO LISTA DE FIGURAS .................................................................................................... iv

LISTA DE TABELAS .................................................................................................. vii

RESUMO ........................................................................................................................ ix

ABSTRACT ..................................................................................................................... x

1. INTRODUÇÃO ........................................................................................................... 1

2. OBJETIVOS ................................................................................................................ 9

2.1 Objetivo Geral ......................................................................................................... 9

2.2 Objetivos Específicos .............................................................................................. 9

3. ÁREA DE ESTUDO .................................................................................................... 9

4. MATERIAIS E MÉTODOS ..................................................................................... 10

4.1. Desenho amostral. ................................................................................................. 10

4.1.1. Enchentes e Dragagens. ................................................................................ 11

4.2. Amostragens. ......................................................................................................... 16

4.3. Processamento em laboratório ............................................................................... 17

4.4. Análise de Dados. .................................................................................................. 17

4.4.1 Dados Abióticos. .............................................................................................. 17

4.4.2 Dados Bióticos. ................................................................................................. 18

4.4.3 Relação entre variáveis bióticas e abióticas. .................................................... 19

4.4.4 Efeitos das enchentes e da dragagem de aprofundamento. .............................. 19

5. RESULTADOS .......................................................................................................... 20

5.1 Variáveis abióticas .................................................................................................. 20

5.2 Composição e distribuição dos crustáceos decápodos. .......................................... 24

5.2.1 Variação espacial ............................................................................................... 28

5.2.2 Variação temporal.............................................................................................. 33

5.3 Relações entre as variáveis abióticas e os crustáceos decápodos. .......................... 39

5.4 Efeitos das Enchentes. ............................................................................................ 43

5.4.1 Enchente de 2008.............................................................................................. 43

5.4.2 Enchente de 2011.............................................................................................. 46

5.5 Efeitos da Dragagem de Aprofundamento ............................................................. 48

6. DISCUSSÃO .............................................................................................................. 52

7. CONCLUSÕES .......................................................................................................... 70

8. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS .................................................................... 71

iv

LISTA DE FIGURAS

Figura 1. Localização dos pontos de coleta no estuário do rio Itajaí-Açu (SC) entre maio

de 2008 e novembro de 2011. ................................................................................ 11

Figura 2. Precipitação mensal acumulada no município de Itajaí – SC. A linha

representa os valores registrados no período de maio de 2008 a novembro de

2011. A área cinza do gráfico as médias históricas para os meses de janeiro a

dezembro considerando o período de janeiro de 1980 a março de 2012... ............ 13

Figura 3. Vazão diária do rio Itajaí-Açu entre abril de 2008 e dezembro de 2011. A linha

representa a descarga média diária (m³/s) e os marcadores representam as datas

em que houve coletas no estuário. ........................................................................ 13

Figura 4. Danos causados pela enchente de novembro de 2008 sobre o berço de

atracação do Porto de Itajaí. .................................................................................. 14

Figura 5. Delimitação da área do canal de acesso ao Porto Organizado de Itajaí alvo da

dragagem de aprofundamento e a adequação- bacia de evolução, canal interno e

canal externo. ........................................................................................................ 16

Figura 6. Variação dos valores médios da profundidade entre os pontos 1 a 3 e 4 a 6 das

coletas efetuadas no estuário do rio Itajaí-Açu entre maio de 2008 e novembro de

2011. Em outubro e novembro de 2008 e em setembro de 2009 não foram

realizadas amostragens.. ......................................................................................... 22

Figura 7. Variação entre os pontos 1 a 3 e 4 a 6 das variáveis abióticas da água de fundo

das coletas efetuadas no estuário do rio Itajaí-Açu entre maio de 2008 e novembro

de 2011. Em outubro e novembro de 2008 e em setembro de 2009 não foram

realizadas amostragens... ........................................................................................ 23

Figura 8. Variação da descarga fluvial durante as coletas efetuadas no estuário do rio

Itajaí-Açu entre maio de 2008 e novembro de 2011. Foi utilizada a média da

descarga no dia da coleta junto com os dois dias anteriores. Os dados de descarga

não estavam disponíveis para todas as datas onde foram efetuadas amostragens..24

Figura 9. Contribuição percentual da abundância das principais famílias de crustáceos

decápodos no rio Itajaí-Açu entre maio de 2008 e novembro de 2011. ................. 28

Figura 10. Abundância e biomassa médias nos pontos amostrados para o total de

crustáceos capturados e para as famílias Portunidae, Penaeidae e Palaemonidae. A

barra representa o erro padrão. . ............................................................................. 30

v

Figura 11. Análise MDS realizada com todas as espécies cuja abundância representou,

em ao menos um dos pontos amostrais, mais do que 3% do total. Os fatores

utilizados foram os pontos, numerados de 1 (mais a jusante) a 6 (mais a

montante)....... ........................................................................................................ 31

Figura 12. Abundância média e erro padrão das espécies nos pontos. Foram incluídas

apenas aquelas espécies que a análise SIMPER indicou como representativas nas

diferenças encontradas pela ANOSIM. . ................................................................ 32


em ao menos um dos setores (A ou B), mais do que 3% do total. Os fatores

utilizados foram os setores, A e B, que representam os pontos 1-3 e 4-6

respectivamente. . ................................................................................................... 32

Figura 14. Abundância média e erro padrão das espécies nos setores A e B. Foram

incluídas apenas aquelas espécies que a análise SIMPER indicou como

representativas nas diferenças encontradas pela ANOSIM. . ................................ 33

Figura 15. Abundância e biomassa médias nos meses amostrados para o total de

crustáceos capturados e para as famílias Portunidae, Penaeidae e Palaemonidae. A

barra representa o erro padrão. Notar as diferenças de escala de abundância e

biomassa entre as famílias. Em outubro e novembro de 2008 e em setembro de

2009 não foram realizadas amostragens.. . ............................................................ 35


em ao menos um dos anos, mais do que 3% do total. Os fatores utilizados foram

os anos, 2008-2011. . ............................................................................................. 38

Figura 17. Abundância média e erro padrão das espécies nos anos. Foram incluídas

apenas aquelas espécies que a análise SIMPER indicou como representativas nas

diferenças encontradas pela ANOSIM. . ................................................................ 39

Figura 18. Bi-plot da ACC referente às variáveis ambientais e biológicas. A análise foi

realizada utilizando todas as espécies cuja abundância representou ao menos 0,1%

do total. Das 4 variáveis ambientais testadas, o oxigênio dissolvido foi removido

do modelo por apresentar p>0,05 nas permutações de Monte Carlo. Os vetores

representam as variáveis ambientais salinidade (Sal), pH, e temperatura

(Temp)......... . ......................................................................................................... 41

Figura 19. Box-plot com a ocorrência das principais espécies em diferentes valores dos

parâmetros ambientais. A caixa representa os percentis de 25% e 75%, as barras

superiores e inferiores os limites de ocorrência que não foram considerados como

vi

outliers, as barras centrais representam a mediana, os círculos os outliers, e o

asterisco (*) representa valores extremos. . ........................................................... 42


em ao menos um setor e período, mais do que 3% do total. Os fatores utilizados

foram: “CEA” e “CEB”, dezembro de 2008 a janeiro de 2009 nos setores A e B

respectivamente; “SE1A” e “SE1B”, dezembro de 2009 a janeiro de 2010 nos

setores A e B respectivamente; “SE2A” e “SE2B”, dezembro de 2010 a janeiro de

2011 nos setores A e B respectivamente.. .............................................................. 44

Figura 21. Abundância média e erro padrão das espécies nos períodos e setores

equivalentes a Figura 20. Foram incluídas apenas aquelas espécies que a análise

SIMPER indicou como representativas nas diferenças encontradas pela

ANOSIM.... ............................................................................................................ 45



foram: “CEA” e “CEB”, agosto a setembro de 2011 nos setores A e B

respectivamente; “SE1A” e “SE1B”, agosto a setembro de 2008 nos setores A e B

respectivamente; “SE2A” e “SE2B”, agosto a setembro de 2010 nos setores A e B

respectivamente.. .................................................................................................... 47


equivalentes a figura 22. Foram incluídas apenas aquelas espécies que a análise


ANOSIM... ............................................................................................................. 48



foram: “CD1A” e “CD1B”, março a junho de 2009 nos setores A e B

respectivamente; “SDA” e “SDB”, março a junho de 2010 nos setores A e B

respectivamente; “CD2A” e “CD2B”, março a junho de 2011 nos setores A e B

respectivamente. . ................................................................................................... 49


equivalentes a figura 24. Foram incluídas apenas aquelas espécies que a análise


ANOSIM.... . .......................................................................................................... 51

vii

LISTA DE TABELAS

Tabela 1. Localização dos pontos de coleta no estuário do rio Itajaí-Açu (SC) entre maio

de 2008 e novembro de 2011. ................................................................................ 11

Tabela 2. Situação das atividades de dragagens no estuário do rio Itajaí-Açu entre maio

de 2008 a novembro de 2011. * Observações da Saída de Campo. . ..................... 14

Tabela 3. Calendário amostral indicando os meses onde foram coletadas amostras, em

quais ocasiões ocorreram dragagens (manutenção e/ou aprofundamento) e

períodos quando ocorreram enchentes e dragagens de aprofundamento do canal do

Rio Itajaí-Açu... . .................................................................................................... 15

Tabela 4. Valores médios (±DP), mínimos e máximos das variáveis ambientais nos

pontos amostrados no estuário do rio Itajaí-Açu entre maio de 2008 a novembro

de 2011. . ................................................................................................................ 22

Tabela 5. Listagem das espécies e/ou morfotipos coletadas no estuário do rio Itajaí-Açu

entre maio de 2008 a novembro de 2011.. . ........................................................... 25

Tabela 6. Abundância numérica (nº/10min) das espécies em cada ponto e sua

participação relativa na abundância total (%) no estuário do rio Itajaí-Açu entre

maio de 2008 a novembro de 2011.. . .................................................................... 26

Tabela 7. Biomassa (g/10min) das espécies em cada ponto e sua participação relativa na

biomassa total (%) no estuário do rio Itajaí-Açu entre maio de 2008 a novembro

de 2011.. . ............................................................................................................... 27

Tabela 8 Dimensões das principais espécies capturadas no estuário do rio Itajaí-Açu

entre maio de 2008 e novembro de 2011. Para os siris o tamanho representa a

largura da carapaça enquanto que para camarões refere-se ao comprimento total.

N é numero de indivíduos medidos e pesados. < representa o menor e > o maior

valor encontrado. Foi considerado o peso úmido de cada indivíduo. . .................. 27

Tabela 9. Resultado das análises ANOSIM e SIMPER para os mesmos dados e fatores

do MDS representado na figura 11. No SIMPER foram incluídas todas as espécies

até atingirem 90% de representatividade nos resultados. O SIMPER não foi

considerado quando o resultado do ANOSIM teve p>0,05 (**).. .......................... 31



até atingirem 90% de representatividade nos resultados. ....................................... 33

viii




considerado quando o resultado do ANOSIM teve p>0,05 (**). ........................... 38




considerado quando o resultado do ANOSIM teve p>0,05 (**)... ......................... 45









ix

RESUMO

Os estuários e as associações de crustáceos decápodos que habitam esses ecossistemas apresentam grande importância ecológica e econômica. O estuário do rio Itajaí-Açu, abriga dois grandes portos em Itajaí e Navegantes e está sujeito a muitos impactos de origem antrópica, como por exemplo, as dragagens e também eventos naturais extremos, como as enchentes. Duas enchentes de grandes proporções atingiram a região, em novembro de 2008 e setembro de 2011, e ainda não se sabe ao certo quais foram os impactos desse evento sobre a fauna estuarina. Assim, o presente estudo teve como objetivo analisar os efeitos de perturbações naturais e antrópicas sobre a estrutura e a dinâmica das associações de crustáceos decápodos infralitorais do estuário do rio Itajaí-Açu. Para isso, foram selecionados seis pontos amostrais distribuídos entre a foz deste estuário e o meandro a montante do rio Itajaí-Mirim. Foram realizadas coletas mensais desde maio de 2008 até novembro de 2011, com arrasto de fundo. Parâmetros físico-químicos também foram coletados utilizando uma sonda. Os camarões e siris foram identificados, medidos e pesados. Foram utilizadas análises descritivas e estatísticas multivariadas sobre os dados padronizados. Ao longo do estudo ocorreram dragagens de aprofundamento que aumentaram a profundidade do canal nos pontos mais externos de 10 para 14 metros. A vazão do rio Itajaí-Açu nos dias anteriores a coleta explicaram a variabilidade da salinidade, pH e oxigênio dissolvido na água de fundo do estuário. No total foram encontradas 20 espécies ou morfotipos distintos de decápodos, sendo que apenas seis contribuíram juntos com mais de 95% do número total de indivíduos capturados. Em todos os anos foi capturada uma maior quantidade de indivíduos da família Portunidae, chegando a 91% em 2008, sobretudo nos pontos intermediários do estudo. As outras duas famílias com contribuição relevante foram Penaeidae e Palemonidae. O MDS (técnica de escalonamento multidimensional não-métrico) e a ANOSIM (análise de similaridade) possibilitaram a separação do estuário em dois setores, A e B, sendo o primeiro a parte mais a juzante onde ocorre a circulação de grandes navios e as dragagens. A temperatura e a salinidade foram as principais variáveis que afetaram a distribuição dos decápodos. Logo após as enchentes foram observadas baixas abundâncias, provavelmente em função do efeito agudo desse tipo de evento extremo sobre a fauna. Entretanto, de 3 a 4 meses após a enchente de 2008 houve a recuperação da assembleia de decápodos, ressaltando a elevada resiliência desse grupo de organismos após grandes distúrbios. As dragagens podem estar afetando principalmente as espécies dominantes, mas esses efeitos são difíceis de confirmar devido ao elevado número de outros fatores que podem ter proporcionado as alterações sobre os crustáceos.

Palavras-Chave: Dragagem, enchente, macrocrustáceos, resiliência.

x

ABSTRACT

Estuaries, and the groups of decapod crustaceans that inhabit these ecosystems are of great ecological and economic importance. The estuary of the Itajaí-Açu River is home to the major ports of Itajaí and Navegantes, and is subject to heavy anthropic impact, such as the dredging operations, and extreme natural events like floods. Two major floods have affected the region, one in November 2008 and the other in September 2011, and it is still not known for certain what impacts these events have had on the fauna of the estuary. The aim of this study, therefore, is to analyze the effects of natural and anthropic disturbances on the structure and dynamic of the groups of infra-littoral decapod crustaceans of the Itajaí-Açu River estuary. We selected six sampling stations distributed from the mouth of the Itajaí-Açu River, to a meander of the Itajaí-Mirim River, further upstream. The crustaceans were collected monthly, from May 2008 to November 2011, by bottom trawling. Thephysical and chemical parameters were also analyzed, using a probe. Shrimp and crabs were identified, measured and weighed. Descriptive statistics and multivariate analyses were carried out on the standardized data. During the study, the depth of the channel increased from 10 to 14 meters due to the dredging operations. The flow of the river in the days before the samplings explained the variability of salinity, pH and dissolved oxygen in bottom water. While twenty different species were identified, 95% of the total individuals caught consisted of just six species. Each year, higher numbers of individuals of the Portunidae family were caught, reaching 91% in 2008, particularly in the intermediate stations. The other two families with relevant contribution were Penaeidea and Palemonidae. MDS (non-metric multidimensional scaling) and ANOSIM (analysis of similarity) allowed the division of the estuary into two sections, A and B, the first being the portion further downstream, where the dredging operations were more concentrated. Temperature and salinity were the main variables affecting the decapod distribution. Soon after both floods a very low abundance was observed, probably due to the acute effect of this type of extreme event on the fauna. However, three to four months after the flood of 2008 the decapod populations had recovered, highlighting the high resilience of this group of organisms following major disturbances. The dredging may be having a negative effect, particularly on the dominant species, but these effects are difficult to confirm because the changes observed may be due to many factors.

Keywords: dredging, flood, macrocrustaceans, resilience

1

1. INTRODUÇÃO

Os estuários são corpos de água costeiros onde ocorre a transição entre o

ambiente continental e marinho, apresentando assim feições desses dois ambientes,

além de suas individualidades (Knox, 2001). São assim caracterizados pela presença

mensurável de água do mar diluída em água doce, mistura que é constantemente

variável devido a efeitos de maré, vazão fluvial e chuva (McLusky, 1989; Hobbie, 2000;

Miranda et al., 2002). Entretanto, existem diferentes definições para os limites de um

estuário considerando não somente salinidade, mas também o efeito da maré, feições

morfológicas ou aspectos biológicos (Day Jr. et al., 1989). Segundo esses últimos

autores, a definição mais utilizada considera que o limite superior do estuário é o local a

montante onde ainda é percebido o efeito da amplitude de maré.

Os ambientes estuarinos apresentam, em curto prazo, uma grande variabilidade

dos parâmetros físico-químicos, o que tende a limitar o número de organismos que

habitam tipicamente esses locais (Angonesi, 2005). Entretanto, estes ambientes são

biologicamente mais produtivos do que os rios ou o oceano adjacente, pois as

características hidrodinâmicas de circulação que aprisionam altas concentrações de

nutrientes estimulam a produção primária (Miranda et al., 2002), tornando a biomassa

nesses ecossistemas bastante elevada (McLusky, 1989). Além disso, são importantes

locais de reprodução, alimentação ou desenvolvimento de espécies marinhas e fluviais,

que habitam o estuário em determinados momentos de seu ciclo de vida (Hobbie, 2000;

Veado, 2008), sendo, portanto ambientes de grande importância biológica (Medeiros,

2003).

Os estuários apresentam ainda grande relevância no contexto econômico

(Medeiros, 2003), basta observar que cerca de 2/3 das grandes cidades estão localizadas

próximas a estes ambientes (Pereira Filho et al., 2003). Essa importância se deve à

facilidade de construção de portos, marinas, e indústrias de pescado nesses locais

(Pereira Filho et al., 2003), além da preferência da população em viver junto a zona

costeira (Hobbie, 2000). A maior parte de toda a matéria originada da decomposição

intempérica dos continentes passa pelos estuários em direção aos oceanos, tornando

esses sistemas os principais fornecedores de nutrientes para a região costeira (Schettini,

2002; Pereira Filho et al., 2003). Dessa forma, além de estarem em zonas de grande

interesse econômico, os estuários são também responsáveis por sustentar diversas

2

populações de peixes e invertebrados marinhos que abastecem as indústrias de pescado

mundial.

Uma característica marcante em estuários é a forte interação entre o sedimento e

a coluna d’água, de modo que o meio bentônico apresenta um forte efeito estruturador,

regulando ou modificando a maioria dos processos físicos, químicos e biológicos nesses

ambientes (Day Jr. et al., 1989). Dentre os grupos de organismos que compõem a fauna

bentônica estuarina pode-se destacar os macrocrustáceos decápodos, representados

principalmente pelos camarões, caranguejos e siris (McLusky, 1989; Bemvenuti &

Colling, 2010).

São inúmeros os processos nos quais os macrocrustáceos decápodos estão

envolvidos em um estuário, como a predação sobre diversos grupos, o consumo de

depósitos e a necrofagia (Raffaelli et al., 1989), além da bioturbação, da regeneração de

nutrientes, ou de servirem como fonte de alimento para o necton demersal (Day Jr. et

al., 1989). No Brasil, algumas espécies importantes de siris (e. g. Callinectes danae, C.

sapidus) (Barreto et al., 2006) e de camarões como o camarão-rosa (Farfantepenaeus

brasiliensis e F. paulensis) são exploradas comercialmente. Todas essas espécies

também são exploradas no Sul do Brasil (Lana, 1996; Ferreira & D’Incao, 2008), sendo

que os organismos podem ser capturados tanto no mar como no próprio estuário.

Os macroinvertebrados bentônicos estuarinos são bastante sensíveis a mudanças

no ambiente (Sánchez-Moyano & García-Asencio, 2010), uma vez que o grupo está

intimamente ligado ao substrato, local onde os efeitos de perturbações são mais

evidenciados. Por esse motivo os macrocustáceos têm sido utilizados também como

instrumentos para se mensurar as perturbações que estão agindo sobre estes ambientes

(Bemvenuti & Rosa-Filho, 2000). Entretanto, a grande dinâmica dos estuários torna

difícil a diferenciação entre variações naturais e os efeitos de perturbações e, portanto, é

preciso um monitoramento temporal dos organismos e das variáveis ambientais para

que conclusões mais robustas possam ser alcançadas (Angonesi, 2005).

Além das variações decorrentes das mudanças sazonais nas variáveis ambientais,

eventos isolados podem vir a afetar de forma drástica a estrutura da macrofauna

bentônica estuarina. Esses eventos podem ser de origem natural ou provocados pelo

homem. Entre os eventos naturais pode-se destacar as enchentes (Eyre & Ferguson,

2006) e as secas (Pillay & Perissinotto, 2008), que podem modificar praticamente todos

os processos que ocorrem nos estuários. Em relação a impactos provocados pelo

homem, pode-se destacar a descarga de efluentes domésticos, industriais e agrícolas

3

(Bellotto et al., 2009), a construção de portos e barragens (Dauvin et al., 2010), as

dragagens e a remoção de organismos através da pesca (Miranda et al., 2002). Esses

impactos afetam o fluxo de água, sedimentos, nutrientes e matéria orgânica nos

estuários e consequentemente os macrocrustáceos bentônicos (Hobbie, 2000).

Em relação às mudanças naturais, pode-se destacar a ocorrência de enchentes

extremas que podem modificar a comunidade bentônica em curto prazo (Cardoso et al.,

2008). De fato, a entrada de água doce em excesso em um estuário pode reduzir

bastante a biomassa dos organismos bentônicos (Rozas et al., 2005), de modo que

durante e após uma enchente ocorrem mudanças rápidas e complexas nas interações

entre o bentos e o pelagial (Eyre & Ferguson, 2006). De modo geral, após um tempo o

ecossistema deveria se reestabelecer naturalmente, porém Cardoso et al. (2008) sugerem

que ambientes impactados apresentam uma menor resiliência, e assim, com os impactos

constantes que um estuário geralmente está sujeito, os efeitos de uma enchente de

grandes proporções podem ser permanentes.

Segundo IPCC (2007), eventos extremos deverão ocorrer com maior frequência

nos próximos anos em função das mudanças climáticas globais, que são aceleradas pela

atividade antrópica. De fato, o aumento de eventos extremos devido as mudanças

globais pode representar um problema para os ecossistemas estuarinos (Cardoso et al.,

2008; Pillay & Perissinotto, 2008), de modo que a realização de estudos que permitam a

tomada de medidas para predizer e/ou diminuir tais impactos são cada vez mais

necessários.

Além de todos os danos ambientais trazidos pelas enchentes como a remoção de

organismos e a modificação nos ciclos dos nutrientes (Eyre & Ferguson, 2006), é

comum ocorrerem dragagens em estuários após esses eventos para permitir que as

embarcações de grande porte voltem a utilizar o canal que recebe uma grande carga de

sedimentes durante as cheias. As dragagens são responsáveis tanto pela remoção direta

dos organismos bentônicos, como também pela ressuspensão de sedimentos (Newell et

al., 1998), esses últimos podem estar contaminados com diferentes poluentes que se

acumulam nos substratos dos estuários e, ao serem remobilizados, podem voltar a estar

biodisponíveis na coluna d’água (Bellotto et al., 2009). Somente os sedimentos em

suspensão, mesmo livres de contaminantes, já seriam um problema em estuários uma

vez que a elevada turbidez pode reduzir significativamente a abundância de espécies-

chaves da cadeia trófica, alterando a distribuição de diversos organismos, interferindo

4

em processos como a competição e consequentemente afetando de forma negativa a

função berçário dos estuários (González-Ortegón et al., 2010).

Em relação aos efeitos da dragagem sobre a epifauna bentônica, Smith et al.

(2006) observaram que a atividade pode reduzir significativamente a diversidade e a

abundância desse grupo de organismos. Esses autores também observaram mudanças na

comunidade, como a dominância de algumas espécies com maior capacidade de

locomoção e redução na biomassa média. Porém, os efeitos negativos não se limitam ao

bentos. Newell et al. (1998) destaca que deve-se considerar as diversas populações,

comunidades e até ecossistemas que dependem da epifauna bentônica estuarina para se

sustentar, de modo que o impacto sobre esse grupo de organismos não se limitará a

determinado estuário, mas poderá se estender para outros importantes ecossistemas,

inclusive marinhos.

Da mesma forma como são complexos os impactos que agem sobre a fauna

estuarina, também são complicados os estudos realizados nesses ecossistemas. Por

estarem em locais densamente ocupados pela população humana, os estuários tendem a

sofrer interferência direta das atividades antrópicas, de modo que sua estrutura se torna

totalmente diferente a partir do momento que esses locais são ocupados (Lindegarth &

Hoskin, 2001). Assim, torna-se difícil conhecer como funcionam estuários não

impactados pelo homem, uma vez que a grande maioria já foi modificada de alguma

forma. Marques et al. (1993), entretanto, compararam dois estuários com características

semelhantes e notaram que a riqueza específica era bem inferior no estuário impactado,

da mesma forma como foi sugerido por Sánchez-Moyano & García-Asencio (2010). As

espécies presentes em estuários impactados e não impactados também são bastante

diferentes, embora a biomassa possa ser semelhante entre esses dois ecossistemas

(Marques et al., 1993). Essas diferenças sugerem que, em ambientes com distúrbios

frequentes, a fauna bentônica se adapta, de modo que apenas as espécies aptas para lidar

ou evitar o distúrbio conseguem se estabelecer em longo prazo (Newell et al., 1998).

Nesse contexto, o estado de Santa Catarina apresenta importantes estuários,

destacando-se em seu limite norte a Baia da Babitonga, no sul o estuário do Rio

Mampituba, e no litoral centro-norte o estuário do rio Itajaí- Açu, alvo deste estudo. A

fauna do estuário do rio Itajaí-Açu tem sido estudada sob vários aspectos nos últimos

anos. Resgalla Jr. (2009) verificou a importância da pluma do rio para a comunidade

zooplanctônica de toda a região, identificando um padrão de distribuição bem marcado

do zooplâncton no baixo estuário com três zonas com características distintas: na parte

5

mais a montante e na parte superior do perfil no baixo estuário, há o predomínio de

espécies límnicas e estuarinas, em baixa riqueza, densidade e biomassa; sobre a pluma

do estuário, já na plataforma continental, há o domínio de espécies costeiras,

eurihalinas, tropicais e grandes, com as maiores densidades e biomassas de todo o

perfil; já na plataforma abaixo da pluma e no fundo do perfil no baixo estuário, foi

encontrada a maior riqueza específica de todo o perfil, dominada por copépodos de

pequeno tamanho. Esses resultados são importantes para compreender a estrutura dos

estuários, uma vez que existe uma forte interação entre grupos bentônicos e

planctônicos nesses ambientes.

O Saco da Fazenda, enseada rasa situada na margem direita, próximo a

desembocadura do estuário do rio Itajaí-Açu, apesar de sofrer forte pressão antrópica

causada pelo fluxo de efluentes domésticos e resíduos sólidos, abriga uma grande

diversidade de aves, atuando como um importante local de alimentação e repouso para

bandos mistos tanto de aves marinhas costeiras como límnicas. E atua também como

fonte alternativa de alimento para aves habitantes das bordas, que durante a baixamar

excursionam pela planície de maré a procura de poliquetas e crustáceos (Branco, 2000).

A predação das aves marinhas e limícolas sobre organismos aquáticos no Saco da

Fazenda constitui mais uma importante interação que demonstra a importância do baixo

estuário do rio Itajaí-Açu para ecossistemas adjacentes, inclusive terrestres.

Outro importante grupo de organismos presentes no estuário do Itajaí-Açu é a

ictiofauna, que apresenta, em geral, menor número de espécies que outros locais onde

foram feitos estudos semelhantes na costa sul do Brasil (Hostim-Silva et al., 2002). Essa

menor riqueza em relação a outros estuários pode ser reflexo da forte pressão antrópica

que esse ecossistema está sofrendo. Entretanto, foi verificado que o estuário apresenta

importantes espécies de peixes de valor comercial, o que comprova a importância sócio-

econômica da área para as comunidades ribeirinhas e para toda a região do Vale do

Itajaí (Hostim-Silva et al., 2002; Branco et al., 2009a). Outro fator importante em

relação à ictiofauna do estuário do Itajaí-Açu e dos ecossistemas adjacentes é o elevado

percentual de juvenis que habitam esses ambientes, o que reforça a importância dos

estuários como áreas berçário e de crescimento de muitas espécies de peixes (Hostim-

Silva et al., 2002; Branco et al., 2009a).

Em um estudo realizado entre 2000 e 2005 no Saco da Fazenda, foi observada a

diminuição de peixes demersais e bentônicos, que foram sendo substituídos

gradualmente ao longo dos anos em que este ambiente passou por dragagens (Branco et

6

al., 2009a). Entretanto, apesar dessa atividade afetar de forma significativa o bentos, os

autores destacam que a melhoria dos padrões de circulação promovida pelo

aprofundamento do canal pode ter contribuído para o aumento da diversidade de peixes

nos últimos anos de estudo. Assim, pode-se destacar que o estuário do Itajaí-Açu

apresenta um importante habitat para a ictiofauna, promovendo condições para o

crescimento de organismos juvenis que podem vir a sustentar populações ribeirinhas

quando retornam ao mar. Entretanto a pressão antrópica, através da poluição, dragagens

e pesca, vem modificando a assembléia de peixes da região (Branco et al., 2009a) o que

demonstra a necessidade da preservação desse ecossistema (Hostim-Silva et al., 2002).

Em um estudo mais recente, Antunes (2010) observou o mesmo padrão que

Hostim-Silva et al. (2002) e Branco et al. (2009a) para a dominância de poucas espécies

ícticas no estuário do Rio Itajaí-Açu. Em seu estudo, Antunes (2010) observou que a

ictiofauna foi composta por 46 espécies, das quais apenas seis representaram 99% da

captura durante o período de estudo, entre maio de 2008 e julho de 2009. As espécies

mais abundantes foram predominantemente juvenis, da mesma forma como observado

por outros autores (Hostim-Silva et al., 2002; Branco et al., 2009a), ressaltando a

importância desse habitat para diversas populações de peixes.

Apesar desses estudos, ainda faltam informações sobre diferentes grupos de

organismos que habitam o estuário do rio Itajaí-Açu para melhor compreensão sobre a

ecologia desse ambiente. Entre esses grupos estão os crustáceos. Até 2009, as únicas

informações disponíveis sobre esses organismos foram obtidas no Saco da Fazenda,

onde Branco & Freitas Jr. (2009) investigaram os caranguejos e siris, observando para

esses grupos a dominância (mais de 60% da captura) de uma única espécie, sendo ela

Uca uruguayensis para os caranguejos, e Callinectes danae para siris. Esse padrão de

dominância reflete o ambiente altamente impactado, geralmente dominado por poucas

espécies que de alguma forma toleram ou evitam o estresse (Newell et al., 1998).

Mais recentemente, foi observada a ocorrência de poucas espécies de crustáceos

decápodos epibentônicos dominando o canal do estuário do rio Itajaí-Açu,

principalmente a espécie C. danae (Leite, 2010), como também foi observado no estudo

de Branco e Freitas Jr. (2009) no Saco da Fazenda. A preferência de algumas espécies

por áreas mais a montante ou mais a juzante também foi observada no estuário, porém,

em virtude das grandes variações nas variáveis físico-químicas, na grande estratificação

deste estuário e na ocorrência de um grande evento de enchente durante o estudo, os

padrões encontrados não foram conclusivos e um estudo abrangendo maior escala

7

temporal seria necessário para que a distribuição dos macrocrustáceos epibentônicos no

estuário fosse realmente conhecida (Leite, 2010).

Dentre os impactos que afetam o estuário do Itajaí-Açu pode-se destacar o

aporte de efluentes tanto domésticos e industriais, bem como a lixiviação de material

dos centros urbanos e toda a carga de matéria orgânica e poluentes que os mesmos

trazem através do rio (Bellotto et al., 2009). Carreados pela correnteza, provenientes de

regiões mais superiores do rio, há também agroquímicos da zona rural do médio e alto

Vale do Itajaí (Veado, 2008), que podem vir a se acumular no estuário por conta da

circulação restrita (Schettini & Truccolo, 2009). Ainda há atividades portuárias, com

intensa circulação de navios com cargas internacionais que podem vir a trazer espécies

invasoras através da água de lastro como, por exemplo, o siri Charybdis hellerii

(Tavares & Mendonça Jr., 2004), que foi identificado no estuário do rio Itajaí-Açu por

Leite (2010). A circulação de navios, e também de outras embarcações, promove ainda

a ressuspensão de sedimentos, efeito também observado durante o processo de

dragagem.

Em relação às dragagens, há registros da atividade no rio Itajaí-Açu desde 1895,

no entanto, estas se tornaram mais frequentes e significativas após a década de 1960,

com o incremento do comércio marítimo (Schettini, 2001). Atualmente há um programa

de dragagem de manutenção permanente no baixo estuário, realizado por uma draga de

injeção de água, com o intuito de manter o canal com profundidade adequada aos

grandes navios que atracam nos portos de Itajaí e Navegantes (Branco et al., 2009b).

Eventualmente são feitas dragagens de aprofundamento ou emergenciais para que os

portos não fiquem parados, como ocorreu após a enchente de novembro de 2008,

quando a profundidade do canal atingiu valores inferiores a 8 metros (Antunes, 2010;

Leite, 2010).

De fato, o Vale do Itajaí tem enfrentado enchentes que vêm ocorrendo há mais

de um século (Antunes, 2010). A partir da década de 1920 tem aumentado o número de

pequenas enchentes devido ao aumento da ocupação no Alto Vale do Itajaí e, para evitar

alagamentos na região, foram realizadas obras de engenharia, como represas de

contenção que foram projetadas a partir de 1957 (Porath, 2004). Além disso, são

executadas no canal obras de engenharia para a manutenção dos portos, como a fixação

do canal através de molhes e a dragagem (Branco et al., 2009b). Entretanto, mesmo

após esses esforços, eventos extremos de enchente já foram registrados no Vale do Itajaí

na década de 1980, favorecidos por um período de El Niño (Schettini & Truccolo,

8

2009), e mais recentemente, em 2008 e em 2011, resultados de pluviosidade acima da

média (Leite, 2010). Entretanto, os efeitos desses eventos sobre os ecossistemas ainda

precisam ser mais estudados, considerando os efeitos das mudanças climáticas globais

que devem torná-los cada vez mais frequentes (IPCC, 2007).

Na região Sul do Brasil já foram observadas importantes modificações no bentos

em função de anos mais secos ou chuvosos (Bemvenuti & Colling, 2010; D’Incao &

Dumont, 2010). Entretanto, eventos extremos têm grande potencial para alterar a

estrutura da epifauna bentônica, composta por peixes e invertebrados, dos quais se

destacam os siris e camarões (Pillay & Perissinotto, 2008). Esses eventos afetam,

inclusive, a resiliência destes organismos (Cardoso et al., 2008), e as enchentes que

ocorreram no rio Itajaí-Açu podem ter tido um papel fundamental na estruturação atual

do sistema bentônico estuarino. De fato, durante o evento de novembro de 2008, houve

grandes mudanças na estrutura dos macrocrustáceos (siris e camarões) do estuário do rio

Itajaí-Açu (Leite, 2010). Paralelamente, Antunes (2010) e Silva (2010) detectaram

padrões parecidos nas associações de peixes e da macrofauna bentônica,

respectivamente, para o mesmo estuário, sugerindo que os efeitos da enchente podem

afetar todo o ecossistema.

Frequentemente é difícil interpretar os efeitos de distúrbios nos estuários, uma

vez que são ambientes bastante complexos; as dinâmicas físicas, químicas e geológicas

podem interferir nos resultados e mascarar impactos da atividade humana no

ecossistema estuarino. Por essa razão, estudos em estuários devem apresentar réplicas

espaciais e temporais para que o impacto de uma perturbação seja realmente detectado

(Dauvin et al., 2010). A enchente de novembro de 2008 foi responsável pela completa

expulsão da cunha salina do estuário, resultando na alteração de todos os parâmetros

físico-químicos que são responsáveis pela distribuição dos organismos nesses ambientes

(Antunes, 2010; Leite, 2010). Schettini (2002) correlaciona a expulsão da cunha salina a

ocasiões onde a descarga fluvial é superior a 1000m³/s. Em relação aos decápodos, no

mês seguinte após o evento foi possível notar uma redução significativa na abundância e

riqueza desses organismos, com recuperação gradativa dos mesmos nos meses seguintes

(Leite, 2010). Entretanto, ainda não foi possível obter resultados totalmente conclusivos

quanto aos efeitos da enchente sobre os distintos componentes da fauna do estuário do

rio Itajaí-Açu devido ao pouco tempo amostral empregado pelos diversos autores

(Antunes, 2010; Leite, 2010; Silva, 2010), que não abrangeu uma réplica temporal, ou

seja, um novo período do ano, idêntico ao da enchente, porém sem o efeito da mesma.

9

O presente estudo visa identificar melhor tais efeitos a partir do uso de um programa

amostral de mais longo prazo.

2. OBJETIVOS 2.1. Objetivo Geral

Analisar os efeitos de perturbações naturais e antrópicas sobre a estrutura e a

dinâmica das associações de crustáceos decápodos infralitorais do estuário do rio Itajaí-

Açu, entre maio de 2008 e novembro de 2011.

2.2. Objetivos específicos

• Descrever a composição quali-quantitativa das associações de crustáceos

decápodos infralitorais no estuário do rio Itajaí-Açu, e verificar suas variações

espaço-temporais;

• Analisar as variações espaço-temporais nos parâmetros físico-químicos desse

estuário e determinar sua influência sobre a distribuição dos crustáceos

decápodos infralitorais;

• Identificar possíveis efeitos dos eventos extremos de enchente de novembro de

2008 e setembro de 2011 sobre esses organismos;

• Identificar possíveis efeitos das dragagens de aprofundamento sobre esse mesmo

grupo.

3. ÁREA DE ESTUDO

A área de estudo compreende o baixo estuário do rio Itajaí-Açu, entre os

municípios de Itajaí e Navegantes. Este estuário drena uma bacia de 15500 km², onde

estão localizados dois portos que operam cargas internacionais e uma grande frota

pesqueira (Medeiros, 2003). O rio Itajaí-Açu é responsável por cerca de 90% do aporte

fluvial no estuário, sendo os outros 10% atribuídos ao rio Itajaí-Mirim (Schettini, 2002).

A bacia do Itajaí-Açu é a maior da vertente atlântica do estado (Porath, 2004) e

apresenta grande importância econômica para a região, devido aos Portos de Itajaí e

Navegantes e a intensa atividade pesqueira (Schettini, 2001). O baixo estuário apresenta

as margens densamente ocupadas, com a desembocadura fixada por molhes e guia-

correntes. O estuário é do tipo cunha salina altamente estratificado, afetado pelo regime

10

de micro maré (Schettini, 2002). Nesse aspecto, a principal forçante hidrodinâmica no

estuário é a vazão do Rio Itajaí-Açu que, por sua vez, é bem variável ao longo do ano,

com picos em fevereiro e outubro e menores valores em abril e dezembro (Schettini &

Truccolo, 2009). Em períodos prolongados de baixa vazão a cunha salina pode penetrar

até 30 km rio acima, além de desencadear eventos de hipoxia que, quando ocorrem, se

desenvolvem principalmente entre a região mais baixa do médio estuário e a mais alta

do baixo estuário (Delfim, 2009). Em contraposição, em eventos de vazão extrema, 4 a

5 vezes maior que o normal, a cunha salina pode ser totalmente expulsa do estuário

(Schettini, 2002). Esse regime de circulação implica que praticamente todo, se não todo,

o material proveniente na bacia de drenagem fica retido no estuário quando este está sob

condições normais ou de baixa vazão (Schettini, 2001).

O sedimento no estuário do Rio Itajaí-Açu varia em resposta a descarga fluvial,

sendo, na maior parte do tempo, dominado pela fração de argila (Schettini, 2002).

Segundo esse autor, a maior porcentagem do sedimento é de origem continental,

entretanto, em períodos de baixa descarga pode ocorrer um aumento da entrada de areia

fina de origem marinha. Quando a vazão é muito elevada, a porção de silte e argila

diminui e pode ocorrer a predominância de areia.

4. MATERIAL E MÉTODOS

4.1. Desenho amostral

Os pontos amostrais foram distribuídos desde a desembocadura, o ponto 1, até

aproximadamente 10 km rio acima (ponto 6) (Tabela 1, Figura 1). Próximo à

desembocadura está localizado o Saco da Fazenda, um ecossistema com menor

circulação, porém, ligado diretamente ao rio Itajaí-Açu. O ponto 3 está na altura dos

portos de Itajaí e Navegantes, responsáveis por intenso tráfego de grandes navios, e

motivo pelo qual são necessárias dragagens periódicas. Os demais pontos estão mais

afastados da área de influência dos portos, dos quais se pode destacar o ponto 5,

próximo a desembocadura do rio Itajaí-Mirim (Figura 1).

As coletas foram realizadas mensalmente no âmbito do projeto de

monitoramento ambiental do Porto de Itajaí. Foram incluídos dados das coletas

realizadas desde maio de 2008 até novembro de 2011 com arrastos em seis pontos

amostrais entre a foz do rio e à montante da desembocadura do rio Itajaí-Mirim (Tabela

1, Figura 1). Não foi realizada coleta em setembro de 2009 devido a elevada vazão do

11

rio e excesso de chuvas na região. Também não foram efetuadas coletas nos meses de

outubro e novembro de 2008, meses onde a vazão do rio foi muito elevada devido a um

volume extremamente alto de precipitação (Figura 2), que resultou em uma grave

enchente no final do mês de novembro no litoral catarinense.

Tabela 1. Localização dos pontos de coleta no estuário do rio Itajaí-Açu (SC) entre maio de 2008 e novembro de 2011.

Ponto Amostral

Nome do Ponto Posição Geográfica

Latitude (ºS) Longitude (ºW) 1 Foz Itajaí-Açu 26º54,783' 48º38,570' 2 Cepsul 26º54,554' 48º38,949' 3 Porto Itajaí 26º53,896' 48º40,013' 4 Pepsico 26º52,904' 48º40,117' 5 Desembocadura Itajaí-Mirim 26º53,189' 48º41,263'

6 Igreja 26º51,930' 48º41,449'

Figura 1. Localização dos pontos de coleta no estuário do rio Itajaí-Açu (SC) entre maio de 2008 e novembro de 2011.

4.1.1. Enchentes e Dragagens

Durante os três anos e meio de estudo, duas enchentes de grandes proporções

atingiram a região do Vale do Itajaí: a primeira em novembro de 2008 e a segunda em

setembro de 2011. Esses eventos foram resultado de chuvas acima da média na região

(Figura 2), o que ocasionou, consequentemente, o aumento da vazão do rio Itajaí-Açu

(Figura 3). A enchente de novembro de 2008 gerou grandes prejuízos à região, inclusive

ao Porto de Itajaí (Figura 4).

12

A Superintendência do Porto de Itajaí executa constantemente dragagens de

manutenção no canal de acesso ao Porto de Itajaí e ao Porto de Navegantes

(PORTONAVE) (Tabela 2). A dragagem de manutenção é realizada a cada quinze dias

durante a maré vazante e foi realizada em dois períodos ao longo dos três anos e meio

de estudo. No primeiro período a dragagem teve início em maio de 2008 e se estendeu

até setembro de 2008, a segunda dragagem ocorreu de forma descontínua entre agosto

de 2010 e fevereiro de 2011, sendo interrompida nos meses de novembro de 2010 e

janeiro de 2011. Nas operações de manutenção foram utilizadas dragas que operam

através do sistema de injeção de água, que promove a fluidificação dos sedimentos

finos, principal constituinte do fundo (Schettini, 2002).

Dragagens de aprofundamento também são realizadas no estuário, com o

objetivo de aumentar a profundidade do calado do rio para facilitar a navegação de

navios de grande porte. Porém essas dragagens podem ser de caráter emergencial, como

a que ocorreu após a enchente de novembro de 2008. Esse evento extremo gerou o

assoreamento do canal de navegação, e assim foi necessário aumentar a profundidade

do canal para aproximadamente 10 m utilizando uma draga autotransportadora de

arrasto (hopper) com descarga pelo fundo. Essa dragagem teve início em dezembro de

2008 e se estendeu de forma descontínua até julho de 2009 (Tabela 2). Ainda em 2009

começou um estudo para uma nova dragagem de aprofundamento no estuário com

objetivo de aumentar a profundidade para 14m.

Essa nova dragagem de aprofundamento iniciou no mês de março de 2011 e se

estendeu até o termino deste estudo, sendo interrompida entre os meses de julho e

setembro. Novamente foi utilizada uma draga autotransportadora de arrasto (hopper)

com descarga pelo fundo e um total de aproximadamente 6 milhões de metros cúbicos

de sedimento foi dragado (Porto de Itajaí, 2012).

Dessa forma, o calendário amostral se encontra resumido na tabela 3, totalizando

40 campanhas amostrais, sendo 24 em meses com a ocorrência de dragagens no

estuário. Durante 13 meses ocorreram dragagens de aprofundamento do canal, além da

ocorrência de duas enchentes de grandes proporções durante o estudo (Tabela 3). A área

onde ocorreram as dragagens é limitada à região de circulação dos grandes navios que

atracam nos portos de Itajaí e Navegantes (Figura 5). Portanto, no presente estudo

somente os pontos 1, 2 e 3 foram considerados com influência direta das dragagens,

sendo o ponto 3 aquele mais próximo ao Porto de Itajaí, que está localizado a margem

direita do rio Itajaí-Açu a aproximadamente 3 km da sua foz. Assim, em algumas

análises o estuário foi dividido em setores: “A”, pontos 1,

dragagens; e “B”, pontos 4, 5 e 6

Figura 2. Precipitação mensal acumulada no município de Itajaí registrados no período de maio de 2008 para os meses de janeiro a dezembro considerando o período de janeiro de 1980 a março de 2012. Fonte:ARAÚJO, S. A. REIS, F. H. Relatório Climatológicodo Vale do Itajaí. Itajaí- SC. Laboratório de Climatologia.

Figura 3. Vazão diária do rio Itajaídescarga média diária (m³/s) e os

o estuário foi dividido em setores: “A”, pontos 1, 2 e 3 -

dragagens; e “B”, pontos 4, 5 e 6 - a montante, sem dragagens.

. Precipitação mensal acumulada no município de Itajaí – SC. A linha representa os vregistrados no período de maio de 2008 a novembro de 2011. A área cinza do gráfico as médiaspara os meses de janeiro a dezembro considerando o período de janeiro de 1980 a março de 2012. Fonte:ARAÚJO, S. A. REIS, F. H. Relatório Climatológico. Estação meteorológica automática. Universidade

SC. Laboratório de Climatologia.

. Vazão diária do rio Itajaí-Açu entre abril de 2008 e dezembro de 2011. A linha representa a descarga média diária (m³/s) e os marcadores representam as datas em que houve coletas no estuário.

13

a jusante, com

A linha representa os valores

A área cinza do gráfico as médias históricas para os meses de janeiro a dezembro considerando o período de janeiro de 1980 a março de 2012. Fonte:

. Estação meteorológica automática. Universidade

A linha representa a

marcadores representam as datas em que houve coletas no estuário.

14

Figura 4. Danos causados pela enchente de novembro de 2008 sobre o berço de atracação do Porto de Itajaí. Fonte: Porto de Itajaí (2012).

Tabela 2. Situação das atividades de dragagens no estuário do rio Itajaí-Açu entre maio de 2008 a novembro de 2011. * Observações da Saída de Campo.

Período/ Mês Situação de Dragagens

Maio até Setembro/ 2008 Dragagem de manutenção

Dezembro/2008 até Julho/ 2009 Dragagem de aprofundamento

Agosto até Outubro/ 2010 * Dragagem de manutenção

Dezembro/ 2010 * Dragagem de manutenção

Fevereiro /2011 * Dragagem de manutenção

Novembro/ 2010 e Janeiro/ 2011 * Interrupção da dragagem de manutenção

Março/ 2011 Inicio da dragagem de aprofundamento

Julho até final de Setembro/2011 Interrupção da dragagem de aprofundamento

Outubro/ 2011 Reinício da dragagem de aprofundamento

Novembro/ 2011 Dragagem de aprofundamento

Dezembro/ 2011 Término da dragagem de aprofundamento

15

Tabela 3. Calendário amostral indicando os meses onde foram coletadas amostras, em quais ocasiões ocorreram dragagens (manutenção e/ou aprofundamento) e períodos quando ocorreram enchentes e dragagens de aprofundamento do canal do Rio Itajaí-Açu.

Mês Amostras Dragagem Evento

2008

MAI X X

JUN X X JUL X X

AGO X X SET X X

OUT

NOV ENCHENTE DEZ X X Aprofundamento do Canal

2009

JAN X X Aprofundamento do Canal FEV X X Aprofundamento do Canal MAR X X Aprofundamento do Canal ABR X X Aprofundamento do Canal MAI X X Aprofundamento do Canal JUN X X Aprofundamento do Canal JUL X X Aprofundamento do Canal AGO X SET

OUT X

NOV X DEZ X

2010

JAN X FEV X

MAR X

ABR X MAI X

JUN X JUL X

AGO X X SET X X

OUT X X

NOV X DEZ X X

2011

JAN X

FEV X X

MAR X X Aprofundamento do Canal ABR X X Aprofundamento do Canal MAI X X Aprofundamento do Canal JUN X X

JUL X

AGO X

SET X ENCHENTE OUT X X Aprofundamento do Canal

NOV X X Aprofundamento do Canal

16

Figura 5. Delimitação da área do canal de acesso ao Porto Organizado de Itajaí alvo da dragagem de aprofundamento e adequação- bacia de evolução, canal interno e canal externo. Fonte: AQUAPLAN (2009).

4.2. Amostragens

A obtenção das amostras foi realizada com uma embarcação motorizada tipo

baleeira, com 10 metros de comprimento e motor de 45 Hp. Em cada estação e data foi

realizado um arrasto de popa com uma rede de portas com malha de 20 mm no corpo e

no ensacador, medidos entre nós opostos com a malha esticada. Os arrastos tiveram

duração média de 5 ou de 10 minutos, e foram realizados em velocidade média de 2 nós.

Os crustáceos foram separados do resto da captura em cada lance, acondicionados em

sacos plásticos etiquetados e mantidos congelados em freezer até o processamento em

laboratório.

Em função de dificuldades operacionais como elevada quantidade de entulhos e

do grande volume de material capturado, em certos lances foi necessário reduzir o

tempo de arrasto e/ou quartear a captura ainda a bordo. Os tempos de arrasto

efetivamente realizados e os volumes totais e quarteados das capturas foram anotados, e

a partir daí os dados foram padronizados para números ou biomassa de indivíduos

capturados por dez minutos de arrasto.

17

Simultaneamente, foram registrados dados físico-químicos da água de fundo

com um Multianalisador portátil (Water Checker U-10 Horiba), sendo registrados dados

de salinidade, pH, oxigênio dissolvido (mg/l) e temperatura da água (°C). Em algumas

ocasiões foi utilizada a Sonda multiparâmetros (Sonda multiparamétrica marca YSI,

modelo 6600 V2) para obtenção dos dados. Não foi possível determinar a profundidade

local precisamente, mas foram registradas as profundidades máximas atingidas pelo

Multianalisador ou pela Sonda, antes de tocarem o fundo.

Além dos meses em que a elevada vazão do rio não permitiu a amostragem, no

ponto 1 em junho de 2009 e em fevereiro, junho e novembro de 2011, e no ponto 2 em

junho de 2011, não foi possível a coleta de crustáceos devido à grande quantidade de

entulho que não possibilitou que a rede fosse puxada para dentro da embarcação. Esses

eventos foram, portanto, desconsiderados em todas as análises.

4.3. Processamento em laboratório

Foram elaboradas planilhas para as amostragens biológicas de Brachyura e

camarões. A identificação dos exemplares de Brachyura ao menor nível taxonômico

possível foi realizada de acordo com Melo (1996). Com o auxílio de um paquímetro e

uma balança digital com precisão de 0,01mm e 0,01g, respectivamente, foram

registrados a largura da carapaça (distância entre os espinhos laterais) e o peso úmido

total de cada organismo, sendo considerados apenas os exemplares íntegros. Os sexos

foram determinados por meio do exame da forma do abdômen.

Em laboratório os camarões foram identificados a partir de D’Incao (1995) e

Costa et al. (2003) e para cada exemplar foi registrado o sexo por meio da presença do

petasma (machos) ou telicum (fêmeas). Foram tomados o comprimento da carapaça (em

mm) e o valor do peso total (em g), utilizando um ictiômetro e uma balança digital,

respectivamente.

4.4. Análise de Dados

4.4.1 Dados Abióticos

Os dados foram analisados empregando estatística descritiva para verificar a

variação da profundidade e das variáveis abióticas (salinidade, temperatura, pH e

oxigênio dissolvido) da água de fundo no tempo e espaço. Para isso foram utilizadas

tabelas dos valores médios, mínimos e máximos desses parâmetros entre os pontos

amostrais e gráficos com valores médios dos pontos 1 a 3 e 4 a 6 ao longo dos meses

18

onde houve coletas. Foram gerados ainda gráficos com a descarga média de três dias e

diária para o rio Itajaí-Açu.

4.4.2 Dados Bióticos

A partir dos dados originais, foram calculados os valores de biomassa e

abundância das espécies nas seis estações durante cada um dos meses de amostragem

nos três anos e meio de estudo. Os dados foram padronizados em função do tempo

padrão de arrasto de 10 minutos e do quarteamento eventualmente realizado no campo.

Todas as análises foram realizadas a partir dessa tabela já padronizada.

Os dados foram analisados em princípio empregando estatística descritiva, onde

foram utilizadas tabelas para verificar a contribuição em termos de biomassa e

abundância dos decápodos capturados em cada ponto. Foram analisados também,

gráficos da contribuição percentual da abundância das principais famílias capturadas

nos anos de estudo. E com auxilio de gráficos de média e erro padrão, a variação mensal

e entre os pontos tanto para biomassa como para abundância do total de crustáceos e das

principais famílias capturadas.

Para efetuar a comparação da estrutura da fauna entre os pontos e entre os anos

foi utilizada a técnica de escalonamento multidimensional não-métrico (MDS). Para

execução dessa análise foram excluídas as espécies que não atingiram pelo menos 3%

da abundância total em nenhum ponto ou ano. Foi utilizado o coeficiente de

similaridade de Bray-Curtis e uma variável dummy foi introduzida para contornar o

excesso de zeros contidos na planilha de dados, assim como para reduzir o peso dado às

espécies raras (Clarke & Warwick, 1994). Para verificar a significância das diferenças

observadas no MDS foram realizadas análises de similaridade (ANOSIM). Em todos os

casos em que a ANOSIM foi significativa (p<0,05), a análise de contribuição percentual

de similaridade (SIMPER) foi utilizada para identificar as espécies responsáveis pelas

diferenças significativas encontradas nos grupos definidos no MDS. Essas análises

(MDS, ANOSIM e SIMPER) foram realizadas com o auxílio do software PRIMER

versão 6.1.6. (Clarke & Gorley, 2006). Para complementar a análise do MDS foram

gerados gráficos da abundância média das espécies representativas no SIMPER quando

o ANOSIM foi significativo.

19

4.4.3 Relação entre variáveis bióticas e abióticas

Uma Análise de Correspondência Canônica (ACC) foi utilizada para verificar a

relação das espécies com as variáveis abióticas salinidade, pH, temperatura e oxigênio

dissolvido. Foram utilizadas espécies que contribuíram com mais de 0,1% do total

capturado. Permutações de Monte Carlo foram executadas para testar a significância

(p<0,05) de cada fator ambiental, sendo somente os fatores significantes (no caso

salinidade, pH e temperatura) incluídos passo a passo (forward selection) no modelo

gerado (Leps & Smilauer, 2003). Para essa análise foi utilizado o software Canoco for

Windows 4.5 (ter Braak & Smilauer, 2002).

Gráficos do tipo Box-plot foram utilizados para verificar em quais condições de

salinidade, pH, temperatura e oxigênio dissolvido as espécies analisadas na ACC foram

capturadas.

4.4.4 Efeitos das enchentes e da dragagem de aprofundamento

Para avaliar os efeitos das enchentes de novembro de 2008 e setembro de 2011

sobre a composição e abundância das espécies de crustáceos, foi utilizada a técnica de

escalonamento multidimensional não-métrico (MDS). Para a enchente de novembro de

2008 foram utilizados os dados de abundância dos meses imediatamente seguintes à

enchente (dezembro/2008 e janeiro/2009) e do mesmo período dos anos seguintes

(dezembro/2009 e janeiro/2010; dezembro/2010 e janeiro/2011). Os fatores utilizados

para essa análise foram: “CE”, período após enchente, dezembro de 2008 e janeiro de

2009; “SE1”, período sem enchente, dezembro de 2009 e janeiro de 2010; e “SE2”,

período sem enchente, dezembro de 2010 e janeiro de 2011. Como os organismos

presentes nas porções mais externas e internas do estuário poderiam responder de forma

diferenciada às enchentes, os fatores foram divididos ainda nos setores “A” e “B”.

A abordagem utilizada para a enchente de setembro de 2011 foi semelhante à de

2008, entretanto, como na amostra do mês de agosto de 2008 os efeitos da enchente já

podiam ser observados (elevada vazão e baixa salinidade), para essa análise foram

considerados os dados referentes aos meses de agosto e setembro dos anos 2008, 2010 e

2011 (em 2009 não houve amostragem em setembro). Assim, os fatores utilizados para

o MDS da enchente de 2011 foram: “SE1”, período sem enchente, agosto e setembro de

2008; “SE2”, período sem enchente, agosto e setembro de 2010; e “CE”, período com

enchente, agosto e setembro de 2011. Da mesma forma que as demais análises, os

fatores foram divididos nos setores “A” e “B”. Ressalta-se que ao contrário do

20

observado em 2008 quando não havia condições de navegação, em 2011 as amostragens

puderam ser realizadas durante o período de enchente, permitindo o exame do eventual

efeito imediato do evento sobre a fauna.

A análise MDS também foi utilizada para verificar as eventuais alterações sobre

as associações de crustáceos ocorridas pela dragagem de aprofundamento. Para isso,

foram selecionados os períodos entre os meses de março e junho dos anos 2009, 2010 e

2011. Nos anos 2009 e 2011 (para o período supracitado) estava ocorrendo de forma

contínua a dragagem de aprofundamento do canal do rio Itajaí-Açu, enquanto que em

2010 a dragagem havia sido interrompida (Tabela 3). Assim, no MDS foram incluídos

os fatores: “CD1”, com dragagem em 2009; “SD”, sem dragagem em 2010; e “CD2”,

com dragagem em 2011. Além disso, como os pontos 1 a 3 estão diretamente sujeitos às

dragagens e os pontos 4 a 6 não sofrem impactos diretos dessa atividade, o estuário foi

dividido em setores “A” e “B”.

Em todos os casos em que foi realizado o MDS, foram selecionadas apenas as

espécies que contribuíram com mais de 3% da abundância total nos períodos com e sem

dragagem e com e sem enchentes. Além disso, para todo MDS, Análises de

Similaridade (ANOSIM; p<0,05) foram utilizadas para testar a significância das

diferenças observadas entre os fatores. A Análise de Contribuição Percentual de

Similaridade (SIMPER) foi utilizada para identificar as espécies responsáveis pelas

diferenças significativas apontadas pelo ANOSIM. Essas análises (MDS, ANOSIM e

SIMPER) foram realizadas com o auxílio do software PRIMER versão 6.1.6. Assim

como na análise dos dados bióticos, foram gerados gráficos da abundância média das

principais espécies que contribuíram significativamente na análise do MDS (Clarke &

Warwick, 1994; Clarke & Gorley, 2006).

5. RESULTADOS

5.1 – Variáveis abióticas

A profundidade média foi maior nos pontos externos (1, 2 e 3) e menor nos

pontos internos (4, 5 e 6), com uma diminuição gradual do ponto 4 para o ponto 6. A

maior profundidade (14,0m) foi observada no ponto 3, em frente ao Porto e a menor

profundidade (3,0m) ocorreu nos pontos 4, 5 e 6 (Tabela 4). A profundidade média foi

maior nos meses de dezembro de 2008 a agosto de 2009 e entre abril e novembro de

2011 nos pontos externos, e menor entre os meses de maio a setembro de 2008 nos

21

pontos internos (Figura 6). Observou-se um aumento gradativo da profundidade em

todo o estuário do início desse estudo em 2008 até o término do mesmo em 2011

(Figura 6).

A salinidade apresentou maiores valores próximo a foz (ponto 1) e menores

valores em direção ao seu interior (ponto 6) (Tabela 4). A variabilidade desse parâmetro

foi elevada (0-34) e o desvio padrão foi maior nos pontos 4, 5 e 6 (Tabela 4). Em geral,

a salinidade foi mais baixa no verão, nos meses de janeiro a março e maior no inverno,

entre julho e setembro. A salinidade média nos pontos 4-6 foi menor que 25 em

aproximadamente metade das amostras e, em nove ocasiões, foi igual a zero. Já os

pontos 1-3 apresentaram salinidade média mais estável, ocorrendo em 82,5% das

amostras valores entre 25 e 34 (Figura 7).

Os registros da variação espacial do pH médio da água de fundo seguiu o mesmo

padrão de distribuição dos valores da salinidade média, com maiores valores próximo a

foz, decrescendo para o interior do estuário, porém, a amplitude de variação entre os

pontos foi menor no pH. O desvio padrão foi maior nos pontos 4-6, que em algumas

ocasiões apresentaram valores inferiores 5,5 (Tabela 4). As ocasiões onde o pH foi

menor coincidiram com os eventos de baixa salinidade. Observou-se, por fim, uma

tendência de diminuição no pH ao longo do estudo como um todo (Figura 7).

A temperatura média da água de fundo apresentou comportamento similar entre

os pontos. Porém, foi observada uma pequena diferença nos valores da temperatura dos

pontos externos para os mais internos (Tabela 4). A temperatura da água apresentou

variação sazonal, com valores máximos no verão (26,5ºC) e mínimos (15,3ºC) durante o

inverno (Tabela 4 e Figura 7). O menor valor de temperatura foi observado no inverno

de 2010.

A concentração de oxigênio dissolvido (OD) da água de fundo apresentou ampla

variação entre os pontos e entre os meses de amostragem. O oxigênio dissolvido não

mostrou um padrão regular de distribuição entre os pontos, atingindo seu menor valor

(0,6mg/l) no ponto 3 (Tabela 4). Foram observados valores elevados no inverno de 2008

e de 2011 e menores entre fevereiro de 2009 a março de 2010 (Figura 7). Em algumas

ocasiões os valores médios nos pontos 1-3 apresentaram uma grande diferença para os

valores observados nos pontos 4-6, sendo maiores no setor mais interno do estuário.

A descarga média do rio Itajaí-Açu apresentou picos em março e abril de 2010,

no verão de 2011, e em agosto e setembro de 2011, quando foi registrada uma grande

enchente na região (Figura 8). Os dados da descarga para o final de 2009 e entre março

e maio de 2011 estavam indisponíveis e não foram incluídos.

novembro de 2008 não houve coleta e, por esse motivo, as informações para esses dois

meses também não foram mos

de descarga no final de 2008

diárias sobre essa variável.

Tabela 4. Valores médios (±DP), mínimos e máximos das variáveis ambientais nos pontos amostrestuário do rio Itajaí-Açu entre maio de 2008 a novembro de 2011.

Figura 6. Variação dos valores médios no estuário do rio Itajaí-Açu entre maio de 2008 e novembro de 2011. Em outubro e novembro de 2008 e em setembro de 2009 não foram reali

Variável 1

Profundidade (m)

10,1 (±1,7) (4,7 – 13,3)

10,3 (±1,8)(6,5

Salinidade 30,0 (±5,9) (3,0 – 34,4)

28,4 (±7,3)(0,2

pH 7,8 (±0,4) (6,8 – 8,7)

Temperatura (ºC)

21,6 (±2,7) (16,8 – 26,2)

21,6 (±2,8)(16,8

OD (mg/l) 5,6 (±1,7) (1,7 – 9,2)

estavam indisponíveis e não foram incluídos. Nos meses de outubro e


meses também não foram mostradas na Figura 8. Nota-se, entretanto, valores elevados

final de 2008, quando se observa a figura 2, que apresenta informações

Valores médios (±DP), mínimos e máximos das variáveis ambientais nos pontos amostrçu entre maio de 2008 a novembro de 2011.

dos valores médios da profundidade entre os pontos 1 a 3 e 4 a 6 das coletaAçu entre maio de 2008 e novembro de 2011. Em outubro e novembro de 2008 e

em setembro de 2009 não foram realizadas amostragens.

Ponto 2 3 4 5

10,3 (±1,8) (6,5 – 13,9)

10,3 (±1,6) (7,6 – 14,0)

7,8 (±1,5) (3,0 – 10,0)

7,4 (±1,8)(3,0 – 10,0)

28,4 (±7,3) (0,2 – 34,4)

25,2 (±8,9) (0,0 – 34,0)

20,1 (±12,4) (0,0 – 33,9)

16,7 (±12,9)(0,0 - 33,6)

7,7 (±0,5) (6,4 – 8,7)

7,6 (±0,6) (5,7 – 8,7)

7,4 (±0,8) (5,3 – 8,4)

7,3 (±0,8)(5,1 – 8,7)

21,6 (±2,8) (16,8 – 26,1)

21,5 (±2,8) (16,8 – 25,7)

21,4 (±2,9) (15,4 – 26,0)

21,4 (±3,0)(15,3 – 26,5)

5,3 (±1,7) (1,5 – 8,7)

4,9 (±1,9) (0,6 – 8,9)

5,6 (±1,8) (1,9 – 10,0)

5,8 (±1,8)(2,6 – 9,5)

22

Nos meses de outubro e


se, entretanto, valores elevados

que apresenta informações

Valores médios (±DP), mínimos e máximos das variáveis ambientais nos pontos amostrados no

entre os pontos 1 a 3 e 4 a 6 das coletas efetuadas

Açu entre maio de 2008 e novembro de 2011. Em outubro e novembro de 2008 e

6 7,4 (±1,8)

10,0) 7,3 (±1,6)

(3,3 – 10,6) 16,7 (±12,9)

33,6) 15,1 (±11,9) (0,0 - 33,3)

7,3 (±0,8) 8,7)

7,1 (±0,8) (5,0 - 8,4)

21,4 (±3,0) 26,5)

21,4 (±3,0) (15,3 – 26,4)

5,8 (±1,8) 9,5)

5,4 (±1,8) (3,1 – 9,5)

Figura 7. Variação entre os pontos 1 a 3 e 4 a 6efetuadas no estuário do rio Itajaíde 2008 e em setembro de 2009 não foram reali

7. Variação entre os pontos 1 a 3 e 4 a 6 das variáveis abióticas da água de fundoefetuadas no estuário do rio Itajaí-Açu entre maio de 2008 e novembro de 2011. Em outubro e novembro de 2008 e em setembro de 2009 não foram realizadas amostragens.

23

das variáveis abióticas da água de fundo das coletas

Açu entre maio de 2008 e novembro de 2011. Em outubro e novembro

24

Figura 8. Variação da descarga fluvial durante as coletas efetuadas no estuário do rio Itajaí-Açu entre maio de 2008 e novembro de 2011. Foi utilizada a média da descarga no dia da coleta junto com os dois dias anteriores. Os dados de descarga não estavam disponíveis para todas as datas onde foram efetuadas amostragens.

5.2 – Composição e distribuição dos crustáceos decápodos

Durante os três anos e meio de amostragens foram coletadas 20 espécies ou

morfotipos de crustáceos decápodos no estuário do rio Itajaí-Açu (Tabela 5) totalizando

3636 exemplares que contribuíram para uma biomassa total de 58.719,8g (Tabelas 6 e

7). A espécie Callinectes danae contribuiu com aproximadamente 48% da abundância e

58% da biomassa, Xiphopenaeus kroyeri com 29% da abundância e 4% da biomassa, e

Callinectes sapidus com 7% da abundância e 32% da biomassa. Nenhuma outra espécie

teve participação superior a 3% em termos de biomassa, e apenas as espécies

Callinectes ornatus e Nematopalaemon schmitti, além das três supracitadas,

contribuíram com mais de 3% do total capturado. Apenas 6 espécies em termos de

número e 4 em termos de biomassa contribuíram, juntas, com mais de 95% do total

capturado.

As famílias Penaeidae e Portunidae contribuíram juntas com 90,84% do total

(Tabela 6), sendo que a primeira foi a que mais contribuiu em números de indivíduos

em cada ano amostrado, chegando a 91% em 2008 (entre maio a dezembro deste ano)

(Figura 9). Penaeidae foi a segunda família com a maior contribuição percentual nos

anos, exceto em 2010. Nesse ano Palaemonidae teve um incremento acentuado no

número de indivíduos e passou da terceira para segunda posição em termos de

abundância. Outras famílias contribuíram com um máximo de 4,35% em 2011 (Figura

9).

25

Diferentes medidas foram tomadas de todas as espécies capturadas, entretanto

apenas sete espécies tiveram um número mínimo de 10 indivíduos diferentes pesados e

medidos (Tabela 8). Dentre as espécies do gênero Callinectes, C. sapidus apresentou os

indivíduos com maiores tamanhos e biomassas individuais, e C. ornatus os menores

(Tabela 8). O camarão rosa (F. paulensis) foi a espécie de camarão que apresentou

maior biomassa média e X. kroyeri a menor (Tabela 8).

Tabela 5. Listagem das espécies e/ou morfotipos coletados no estuário do rio Itajaí-Açu entre maio de 2008 a novembro de 2011.

Ordem/Infraordem/Família Nome científico Ordem Decapoda Infraordem Penaeidea

Família Penaeidae Xiphopenaeus kroyeri (Heller, 1862) Farfantepenaeus paulensis (Pérez Farfante, 1967) Artemesia longinaris Bate, 1888 Litopenaeus schmitti (Bunkenroad, 1936) Infraordem Caridea Caridea sp. Família Palaemonidae Palaemoninae sp.1 Palaemoninae sp.2 Nematopalaemon schmitti (Holthuis,1950) Macrobrachium acanthurus (Wiegmann, 1836) Macrobrachium olfersi (Wiegmann, 1836) Macrobrachium sp. Família Hippolytidae Hippolytidae sp. Exhippolysmata oplophoroides (Holthuis, 1948) Infraordem Brachyura Família Portunidae

Callinectes danae Smith, 1869 Callinectes bocourti A. Milne Edwards, 1879 Callinectes ornatus Ordway, 1863 Callinectes sapidus Rathbun, 1896 Charybdis hellerii A. Milne Edwards, 1867 Família Xanthidae Xanthidae sp. Família Majidae Libinia ferreirae Brito Capello, 1871

26

Tabela 6. Abundância numérica (nº/10min) das espécies em cada ponto e sua participação relativa na abundância total (%) no estuário do rio Itajaí-Açu entre maio de 2008 a novembro de 2011.

Espécies Ponto 1 Ponto 2 Ponto 3 Ponto 4 Ponto 5 Ponto 6 Total %

Callinectes danae 126 128 368 407 312 396 1738 47,8

Xiphopenaeus kroyeri 547 112 94 194 78 23 1048 28,8

Callinectes sapidus 4 6 27 20 142 45 244 6,7

Nematopalaemon schmitti 72 95 2 16 2 16 203 5,6

Callinectes ornatus 104 33 4 4 0 6 151 4,2

Farfantepenaeus paulensis 10 10 31 8 12 31 102 2,8

Macrobrachium acanthurus 0 0 0 4 58 0 62 1,7

Libinia ferreirae 8 2 0 4 6 0 20 0,6

Macrobrachium sp. 0 0 0 2 6 4 12 0,3

Palaemoninae sp1 0 0 0 0 4 6 10 0,3

Exhippolysmata oplophoroides 10 0 0 0 0 0 10 0,3

Callinectes bocourti 4 0 3 0 0 0 7 0,2

Macrobrachium olfersi 0 0 0 0 4 2 6 0,2

Palaemoninae sp2 0 0 0 0 6 0 6 0,2

Charybdis hellerii 4 0 0 0 0 0 4 0,1

Xantidae sp. 0 0 0 0 0 4 4 0,1

Caridea sp. 1 0 1 2 0 0 4 0,1

Litopenaeus schmitti 2 0 1 0 0 0 3 0,1

Artemesia longinaris 2 0 0 0 0 0 2 0,1

Hippolytidae sp. 0 0 0 1 0 0 1 0,0

Total 894 386 531 662 630 533 3636

27

Tabela 7. Biomassa (g/10min) das espécies em cada ponto e sua participação relativa na biomassa total (%) no estuário do rio Itajaí-Açu entre maio de 2008 a novembro de 2011.

Espécies Ponto 1 Ponto 2 Ponto 3 Ponto 4 Ponto 5 Ponto 6 Total %

Callinectes danae 3293,3 3217,6 8527,3 6520,8 5873,9 6750,0 34183,0 58,2

Callinectes sapidus 362,9 745,3 1392,5 2143,4 12015,2 2227,5 18886,8 32,2

Xiphopenaeus kroyeri 1275,5 233,5 184,7 262,7 107,3 21,0 2084,6 3,6

Callinectes ornatus 1152,1 408,1 3,5 16,6 0,0 6,1 1586,4 2,7

Farfantepenaeus paulensis 59,5 71,0 132,1 13,3 58,1 96,9 430,9 0,7

Callinectes bocourti 192,9 0,0 193,9 0,0 0,0 0,0 386,8 0,7

Libinia ferreirae 151,2 18,6 0,0 69,0 134,1 0,0 372,9 0,6

Nematopalaemon schmitti 70,9 128,4 1,9 10,2 1,5 13,9 226,7 0,4

Macrobrachium acanthurus 0,0 0,0 0,0 20,7 198,7 0,0 219,4 0,4

Charybdis hellerii 114,9 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 114,9 0,2

Palaemoninae sp1 0,0 0,0 0,0 0,0 55,6 14,1 69,7 0,1

Litopenaeus schmitti 36,9 0,0 7,1 0,0 0,0 0,0 44,0 0,1

Palaemoninae sp2 0,0 0,0 0,0 0,0 30,5 0,0 30,5 0,1

Exhippolysmata oplophoroides 27,6 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 27,6 0,0

Macrobrachium sp. 0,0 0,0 0,0 0,7 10,6 12,9 24,2 0,0

Macrobrachium olfersi 0,0 0,0 0,0 0,0 9,8 3,3 13,1 0,0

Caridea sp. 1,4 0,0 0,9 3,7 0,0 0,0 5,9 0,0

Artemesia longinaris 5,7 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 5,7 0,0

Xantidae sp. 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 5,2 5,2 0,0

Hippolytidae sp. 0,0 0,0 0,0 1,3 0,0 0,0 1,3 0,0

Total 6744,7 4822,5 10443,9 9062,3 18495,2 9150,9 58719,8

Tabela 8. Dimensões das principais espécies capturadas no estuário do rio Itajaí-Açu entre maio de 2008 e novembro de 2011. Para os siris o tamanho representa a largura da carapaça enquanto que para camarões refere-se ao comprimento total. N é numero de indivíduos medidos e pesados. < representa o menor e > o maior valor encontrado. Foi considerado o peso úmido de cada indivíduo.

Espécie Tamanho (mm) Peso (g)

N < > Média N < > Média C.danae 629 13,6 121,3 68,7 801 0,1 106,6 20,7 X.kroyeri 323 25,0 110,0 70,1 587 0,2 7,4 2,0

C.sapidus 92 26,0 170,0 105,1 109 1,1 287,9 74,4 N. schmitti 55 40,0 78,0 63,7 101 0,2 2,2 1,1

C.ornatus 53 16,3 91,0 45,6 78 0,2 49,9 8,9

F.paulensis 31 48,0 110,0 80,6 44 0,7 13,4 4,7 M.acanthurus 25 40,0 95,0 68,8 31 0,5 9,7 3,5

Figura 9. Contribuição percentual da abundância das principais famílias de crustáceos decápodos no rio Itajaí-Açu entre maio de 2008 e novembro de 2011.

5.2.1- Variação espacial

Em média, a abundância dos crustáceos

ponto 1, onde foi observado o maior valor,

Penaeidae (Figura 10). Entretanto

variação similar a biomassa média de Portunidae,

menores no ponto 2. A abundância média dos Portunidae foi relativamente similar entre

os pontos, sendo maior nos pontos mais a montante do estuário e menor próximo

foz. A família Penaeidae foi a que apresentou o padrão de

da abundância total, apesar de ter contribuindo significativamente

biomassa dessa família também foi maior no ponto 1 e menor no ponto 6.

abundância como a biomassa média de Palaemonidae

distribuição irregular entre os pontos, apresentando maiores valores de abundânc

biomassa no ponto 5 e chegando a

Através do MDS foi possível verificar uma

amostras utilizando os pontos como fator

concentrados na parte inferior

(Figura 11). A ANOSIM comprovou esse resulta

significativas entre os pontos adjacentes

diante, e indicando diferenças (p<0,05) entre os pontos mais afastado

Além disso, as estações 3 a 6 pareceram ser mais similares entre si

SIMPER indicou que as espécies

Contribuição percentual da abundância das principais famílias de crustáceos decápodos no rio Açu entre maio de 2008 e novembro de 2011.

ndância dos crustáceos foi similar entre os pontos

foi observado o maior valor, reflexo da elevada contribuição da família

. Entretanto, a biomassa média total apresentou padrão de

variação similar a biomassa média de Portunidae, com maiores valor

A abundância média dos Portunidae foi relativamente similar entre

os pontos, sendo maior nos pontos mais a montante do estuário e menor próximo

A família Penaeidae foi a que apresentou o padrão de distribuição

da abundância total, apesar de ter contribuindo significativamente apenas no ponto 1. A

biomassa dessa família também foi maior no ponto 1 e menor no ponto 6.

abundância como a biomassa média de Palaemonidae foram extremamente baixa

distribuição irregular entre os pontos, apresentando maiores valores de abundânc

biomassa no ponto 5 e chegando a praticamente zero no ponto 3 (Figura

Através do MDS foi possível verificar uma leve gradação na distribuição das

amostras utilizando os pontos como fatores. Os pontos 1, 2 e 3 tenderam a ficar

concentrados na parte inferior do gráfico e os pontos 4, 5 e 6 mais na

A ANOSIM comprovou esse resultado, não mostrando diferenças

s pontos adjacentes, por exemplo, pontos 1 e 2, 2 e 3 e assim por

diante, e indicando diferenças (p<0,05) entre os pontos mais afastados uns

lém disso, as estações 3 a 6 pareceram ser mais similares entre si

cou que as espécies C. danae, C. sapidus e X. kroyeri foram

28

Contribuição percentual da abundância das principais famílias de crustáceos decápodos no rio

similar entre os pontos exceto no

contribuição da família

a biomassa média total apresentou padrão de

valores no ponto 5 e

A abundância média dos Portunidae foi relativamente similar entre

os pontos, sendo maior nos pontos mais a montante do estuário e menor próximo à sua

stribuição mais similar ao

apenas no ponto 1. A

biomassa dessa família também foi maior no ponto 1 e menor no ponto 6. Tanto a

mente baixas, com

distribuição irregular entre os pontos, apresentando maiores valores de abundância e

amente zero no ponto 3 (Figura 10).

gradação na distribuição das

tenderam a ficar mais

na parte superior

do, não mostrando diferenças

, por exemplo, pontos 1 e 2, 2 e 3 e assim por

s uns dos outros.

lém disso, as estações 3 a 6 pareceram ser mais similares entre si (Tabela 9). O

foram, em geral, as

29

principais responsáveis pelas diferenças observadas (Tabela 9). Observando a

abundância média dessas espécies nos pontos é possível verificar que C. danae ocorreu

principalmente na zona intermediária e no interior do estuário, assim como C. sapidus,

que apresentou pico de abundância no ponto 5. X. kroyeri foi observado principalmente

no ponto 1. C. ornatus e N. schmitti, que também foram indicadas no SIMPER,

ocorreram principalmente nos pontos 1 e 2, enquanto M. acanthurus só foi observado

no ponto 4 e principalmente no ponto 5 (Figura 12).

Assim como observado na distribuição espacial de alguns parâmetros

ambientais, o MDS utilizando os pontos como fator mostrou que existe um padrão de

agrupamento diferente das espécies entre os pontos mais internos e externos do estuário.

Considerando, portanto, os pontos agrupados em setores A (1, 2 e 3) e B (4, 5 e 6), um

novo MDS foi feito onde nota-se a tendência de divisão entre os mesmos (Figura 13), a

qual foi significativamente comprovada pela ANOSIM (Tabela 10). C. danae e C.

sapidus apresentaram maior abundância no setor B, e X. kroyeri e N. schmitti no setor A

(Figura 14).

30

Figura 10. Abundância e biomassa médias nos pontos amostrados para o total de crustáceos capturados e para as famílias Portunidae, Penaeidae e Palaemonidae. A barra representa o erro padrão.

31

Figura 11. Análise MDS realizada com todas as espécies cuja abundância representou, em ao menos um dos pontos amostrais, mais do que 3% do total. Os fatores utilizados foram os pontos, numerados de 1 (mais a jusante) a 6 (mais a montante). Tabela 9. Resultado das análises ANOSIM e SIMPER para os mesmos dados e fatores do MDS representado na figura 11. No SIMPER foram incluídas todas as espécies até atingirem 90% de representatividade nos resultados. O SIMPER não foi considerado quando o resultado do ANOSIM teve p>0,05 (**).

Pontos ANOSIM

SIMPER (Dissimilaridade de Bray- Curtis) R p

1 X 2 0,002 0,344 **

1 X 3 0,059 0,012 C. danae (36,35%); X. kroyeri (29,98%); N. schmitti

(9,77%); C. sapidus (9,29%); C. ornatus (9,14%)

1 X 4 0,062 0,013 C. danae (40,39%); X. kroyeri (31,79%); N. schmitti

(10,65%); C. ornatus (7,80%)

1 X 5 0,117 0,003 C. danae (32,95%); X. kroyeri (25,17%); C. sapidus (19,63%); N. schmitti (9,24%); C. ornatus (6,82%)


2 X 3 0,017 0,141 ** 2 X 4 0,018 0,103 **

2 X 5 0,092 0,008 C. danae (39,92%); C. sapidus (21,36%); X. kroyeri (16,57%); N. schmitti (10,0%) C. ornatus (5,10%)

2 X 6 0,051 0,015 C. danae (42,43%); C. sapidus (17,40%); X. kroyeri

(16,57%); N. schmitti (13,63%) 3 X 4 -0,011 0,768 ** 3 X 5 0,027 0,096 ** 3 X 6 -0,001 0,419 **

4 X 5 0,035 0,043 C. danae (49,27%); C. sapidus (24,91%); X. kroyeri

(13,41%); M. acanthurus (6,95%) 4 X 6 0,006 0,251 ** 5 X 6 0,017 0,128 **

32

Figura 12. Abundância média e erro padrão das espécies nos pontos. Foram incluídas apenas aquelas espécies que a análise SIMPER indicou como representativas nas diferenças encontradas pela ANOSIM.

Figura 13. Análise MDS realizada com todas as espécies cuja abundância representou, em ao menos um dos setores (A ou B), mais do que 3% do total. Os fatores utilizados foram os setores, A e B, que representam os pontos 1-3 e 4-6 respectivamente.

0

5

10

15

20

25

1 2 3 4 5 6

Ind/10min

C. danae

0

10

20

30

1 2 3 4 5 6

Ind/10min

X. kroyeri

0

1

2

3

4

5

1 2 3 4 5 6

Ind/10min

C. ornatus

0

1

2

3

4

5

1 2 3 4 5 6

Ind/10min

C. sapidus

0

1

2

3

4

5

1 2 3 4 5 6

Ind/10min

N. schmitti

0

1

2

3

4

5

1 2 3 4 5 6

Ind/10min

M. acanthurus

Tabela 10. Resultado das análises ANOSIM e SIMPER para os mesmos dados e fatores do MDS representado na figura 13. No SIMPER foram incluídas todas as espécies até atingirem 90% de representatividade nos resultados.

Setor ANOSIM

R

A x B 0,032

Figura 14. Abundância média e erro padrão das espécies nos aquelas espécies que a análise SIMPER indicou como representativas nas diferenças encontradas pela ANOSIM.

5.2.2- Variação temporal

A variação temporal da abundância e

estuário foi similar ao longo do

dos indivíduos nas amostragens, o primeiro entre agosto e setembro de 2008 e o

segundo entre fevereiro de 2009 e jul

principalmente da elevada

a abundância e biomassa média total permaneceram em patamares inferiores e

relativamente homogêneos,

aumentos na captura (Figura

a abundância média total foi muito baixa, com valores próximo

maior abundância total foi

principalmente de Portunidae. Para esta família a abundâ

meses de março e julho, com picos nos anos de 2008 e 2009.

ocorreu preferencialmente

. Resultado das análises ANOSIM e SIMPER para os mesmos dados e fatores do MDS No SIMPER foram incluídas todas as espécies até atingirem 90% de

representatividade nos resultados. ANOSIM

SIMPER (Dissimilaridade de Brayp

2 0,002 C. danae (45,29%); X. kroyeri (20,1(17,70%); N. schmitti (8,78%)

. Abundância média e erro padrão das espécies nos setores A e B. Foram incluídas apenas aquelas espécies que a análise SIMPER indicou como representativas nas diferenças encontradas pela

A variação temporal da abundância e da biomassa média dos crustáceos no

similar ao longo do estudo. Nota-se dois períodos marcantes da ocorrência


reiro de 2009 e julho de 2009 (Figura 15). Ambos tiveram reflexo

captura das espécies de Portunidae. A partir desses períodos

abundância e biomassa média total permaneceram em patamares inferiores e

relativamente homogêneos, com três ocasiões, porém, onde foram observados pequenos

(Figura 15). Nos meses seguintes às enchentes de 2008 e

ncia média total foi muito baixa, com valores próximos ou iguais

maior abundância total foi registrada em julho de 2009, com contribuição

idae. Para esta família a abundância foi sempre maior entre os

julho, com picos nos anos de 2008 e 2009. A família Penaeid

preferencialmente entre fevereiro e abril, com abundâncias significativas nesse

33

. Resultado das análises ANOSIM e SIMPER para os mesmos dados e fatores do MDS No SIMPER foram incluídas todas as espécies até atingirem 90% de

SIMPER (Dissimilaridade de Bray- Curtis)

7%); C. sapidus

. Foram incluídas apenas aquelas espécies que a análise SIMPER indicou como representativas nas diferenças encontradas pela

biomassa média dos crustáceos no

marcantes da ocorrência


mbos tiveram reflexo

. A partir desses períodos

abundância e biomassa média total permaneceram em patamares inferiores e

onde foram observados pequenos

s de 2008 e de 2011,

s ou iguais a zero. A

em julho de 2009, com contribuição

sempre maior entre os

A família Penaeidae

, com abundâncias significativas nesse

34

mesmo período de 2009, onde, inclusive, teve uma grande contribuição para a

abundância média total. A família Palaemonidae foi a de menor representatividade no

total, ocorrendo de forma isolada nos meses de janeiro e maio de 2010, entre setembro

de 2010 e janeiro de 2011, e com um pico em março de 2011, onde sua abundância foi

equivalente a 43% do total capturado. Nessa família as diferenças na flutuação da

abundância e da biomassa média foram mais evidentes (Figura 14).

Tendo os anos como fatores, o MDS mostrou dois agrupamentos distintos: as

amostras de 2008 e 2009 ficaram principalmente na parte central do gráfico e as

amostras de 2010 e 2011 tenderam a se distribuir mais à direita do mesmo (Figura 16).

A ANOSIM acusou a inexistência de diferenças entre 2008 e 2009 e entre 2010 e 2011.

Entre os dois grupos, entretanto, a diferença foi significativa (Tabela 11). A diferença

entre os anos mais distantes foi devido principalmente à elevada abundância média de

C. danae em 2008 e 2009 e forte queda nos anos seguintes (Tabela 11, Figura 17).

Outras espécies indicadas pelo SIMPER foram X. kroyeri, C. ornatus e F. paulensis

com maior abundância nos dois primeiros anos, e N. schmitti e C. sapidus com maior

abundância em 2010 e 2011 (Figura 17).

35

Figura 15. Abundância e biomassa médias nos meses amostrados para o total de crustáceos capturados e para as famílias Portunidae, Penaeidae e Palaemonidae. A barra representa o erro padrão. Notar as diferenças de escala de abundância e biomassa entre as famílias. Em outubro e novembro de 2008 e em setembro de 2009 não foram realizadas amostragens.

36

Figura 15 (continuação). Abundância e biomassa médias nos meses amostrados para o total de crustáceos capturados e para as famílias Portunidae, Penaeidae e Palaemonidae. A barra representa o erro padrão. Notar as diferenças de escala de abundância e biomassa entre as famílias. Em outubro e novembro de 2008 e em setembro de 2009 não foram realizadas amostragens.

37

Figura 15 (continuação). Abundância e biomassa médias nos meses amostrados para o total de crustáceos capturados e para as famílias Portunidae, Penaeidae e Palaemonidae. A barra representa o erro padrão. Notar as diferenças de escala de abundância e biomassa entre as famílias. Em outubro e novembro de 2008 e em setembro de 2009 não foram realizadas amostragens.

38

Figura 16. Análise MDS realizada com todas as espécies cuja abundância representou, em ao menos um dos anos, mais do que 3% do total. Os fatores utilizados foram os anos, 2008-2011. Tabela 11. Resultado das análises ANOSIM e SIMPER para os mesmos dados e fatores do MDS representado na figura 16. No SIMPER foram incluídas todas as espécies até atingirem 90% de representatividade nos resultados. O SIMPER não foi considerado quando o resultado do ANOSIM teve p>0,05 (**).

Anos ANOSIM

SIMPER (Dissimilaridade de Bray- Curtis) R P

2008 X 2009 -0,033 0,924 **

2008 X 2010 0,084 0,016 C. danae (55,57%); C. sapidus (13,53%); X. kroyeri (10,92%); N. schmitti (7,62%); F. paulensis (4,50%)

2008 X 2011 0,106 0,01 C. danae (54,76%); X. kroyeri (14,69%); C. sapidus (14,16%); C. ornatus (5,21%); N. schmitti (4,82%)



2010 X 2011 -0,004 0,555 **

39

Figura 17. Abundância média e erro padrão das espécies nos anos. Foram incluídas apenas aquelas espécies que a análise SIMPER indicou como representativas nas diferenças encontradas pela ANOSIM.

5. 3. Relações entre as variáveis abióticas e os crustáceos decápodos

Das espécies encontradas, 13 contribuíram com mais de 0,1% da abundância

total (Tabela 6). A relação dessas espécies com as variáveis Salinidade, pH,

Temperatura e Oxigênio Dissolvido foi verificada por meio de uma Análise de

Correspondência Canônica (ACC). Através de permutações de Monte Carlo concluiu-se

que o parâmetro oxigênio dissolvido não foi significativo (p>0,05) para o modelo e,

portanto, essa variável não foi incluída na ACC (Figura 18).

Entre as espécies de portunídeos, C. danae, C. ornatus e C. bocourti ficaram

próximas na ACC (Figura 18). Elas ocorreram quase que exclusivamente em maiores

salinidades e pH (especialmente as duas últimas espécies), temperatura entre 18 e 25ºC

e condições intermediárias de oxigênio dissolvido entre 4 e 6 mg/l (Figura 19). Somente

C. sapidus apresentou-se deslocado das demais espécies de Portunidae, associado a

valores de pH e salinidade mais baixos (Figura 18). De fato, ao contrário das outras

espécies do gênero, C. sapidus ocorreu em um amplo espectro de salinidade e pH,

0

5

10

15

20

25

2008 2009 2010 2011

Ind/10min

C. danae

0

5

10

15

20

25

2008 2009 2010 2011

Ind/10min

X. kroyeri

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

2008 2009 2010 2011

Ind/10min

C. sapidus

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

2008 2009 2010 2011

Ind/10min

C. ornatus

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

2008 2009 2010 2011

Ind/10min

F. paulensis

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

2008 2009 2010 2011

Ind/10min

N. schmitti

40

enquanto em relação a temperatura e oxigênio dissolvido, teve ocorrência similar aos

demais portunídeos (Figura 19).

Em relação à família Penaeidae, F. paulensis ficou posicionada no centro da

ACC, sem relação com nenhuma variável ambiental. A posição de X. kroyeri indica

uma tendência de associação à temperatura, principalmente em condições de maior pH e

salinidade (Figura 18). Ambas as espécies foram capturadas quase que exclusivamente

em condições de elevada salinidade e pH, com exceção de algumas amostras onde

foram capturados indivíduos de X. kroyeri em salinidades baixas (Figura 19). Embora

tenham ocorrido em diversas temperaturas, X. kroyeri foi capturado com mais

frequência em temperaturas mais elevadas (acima de 22ºC) enquanto F. paulensis foi

capturado principalmente em menores temperaturas (abaixo de 20ºC) (Figura 19).

Ambas as espécies ocorreram com maior frequência em valores intermediários de

oxigênio dissolvido, próximo a 5 mg/L (Figura 18).

Com exceção de Palaemoninae sp2 e N. schmitti, todas as espécies de

Palaemonidae, principalmente aquelas pertencentes ao gênero Macrobrachuim, ficaram

em posição oposta aos eixos da salinidade e pH no gráfico da ACC, indicando uma forte

correlação negativa com esses parâmetros. Palaemoninae sp. 1, ocorreu em salinidades

entre 0 e 10, pH relativamente baixo, e principalmente em condições de elevada

temperatura e oxigênio dissolvido (Figura 19). Macrobrachium sp. e N. schmitti

ocorreram em um grande espectro de valores de oxigênio dissolvido e temperatura; M.

acanthurus e Palaemoninae sp2 foram encontrados em diferentes condições de

temperatura e, esta última, também em amostras com maiores valores de salinidade e

pH. Por fim, N. schmitti ocorreu exclusivamente em amostras com salinidades elevadas

e pH entre 6,5 e 8,5 (Figura 19).

Além das famílias supracitadas, apenas a família Majidae teve participação

superior a 0,1% do total capturado, representada por L. ferreirae. Essa espécie

apresentou-se separada de todas as demais na ACC, ocorrendo em posição oposta ao

vetor que representa a temperatura e deslocada em direção aos vetores da salinidade e

pH (Figura 18). Ela foi capturada em salinidade bem elevada, com pH próximo a 8,0,

temperatura de aproximadamente 19ºC e em altos valores de oxigênio dissolvido

(Figura 19).

41

Figura 18. Bi-plot da ACC referente às variáveis ambientais e biológicas. A análise foi realizada utilizando todas as espécies cuja abundância representou ao menos 0,1% do total. Das 4 variáveis ambientais testadas, o oxigênio dissolvido foi removido do modelo por apresentar p>0,05 nas permutações de Monte Carlo. Os vetores representam as variáveis ambientais salinidade (Sal), pH, e temperatura (Temp).

42

Figura 19. Box-plot com a ocorrência das principais espécies em diferentes valores dos parâmetros ambientais. A caixa representa os percentis de 25% e 75%, as barras superiores e inferiores os limites de ocorrência que não foram considerados como outliers, as barras centrais representam a mediana, os círculos os outliers, e o asterisco (*) representa valores extremos.

43

Figura 19 (continuação). Box-plot com a ocorrência das principais espécies em diferentes valores dos parâmetros ambientais. A caixa representa os percentis de 25% e 75%, as barras superiores e inferiores os limites de ocorrência que não foram considerados como outliers, as barras centrais representam a mediana, os círculos os outliers, e o asterisco (*) representa valores extremos.

5.4. Efeitos das Enchentes

5.4.1. Enchente de 2008

A enchente que ocorreu em novembro de 2008 foi responsável por grandes

prejuízos econômicos na região do vale do Itajaí, e foi ocasionada por chuvas acima da

média no período. Devido a forte vazão do rio, não houve amostragens em outubro e

novembro de 2008 e, para verificar possíveis efeitos da enchente sobre os crustáceos

foram examinados os dois meses seguintes ao evento (dezembro de 2008 e janeiro de

2009).

Como já evidenciado anteriormente, verificou-se uma grande queda na

abundância e biomassa dos crustáceos logo após a enchente de 2008, com recuperação

nos meses seguintes (Figura 15). Nos demais anos a abundância foi baixa nos meses de

dezembro e janeiro, e um MDS foi necessário para verificar se realmente houve

impactos decorrentes das enchentes.

Como já ressaltado, para a análise com o MDS, ANOSIM e SIMPER, as

amostras foram separadas em setores A e B e comparadas entre o período logo após a

enchente (dezembro de 2008 e janeiro de 2009, “CE”- com enchente) e os mesmos

períodos nos anos seguintes (2009/2010, “SE1”; 2010/2011, “SE2”- sem enchente 1 e

2). Assim, as amostras foram agrupadas em CEA, CEB, SE1A, SE1B, SE2A, SE2B.

O MDS da enchente de 2008 não apresentou nenhum padrão claro, indicando

ausência de um efeito significativo do evento nos dois meses seguintes ao mesmo

44

(Figura 20 e Tabela 12). A ANOSIM revelou diferença significativa apenas para dois

grupos: CEB x SE1A; e SE1A x SE2B (Tabela 12). O SIMPER indicou que as espécies

do gênero Callinectes foram as principais responsáveis por essas diferenças. C. sapidus

e C. danae foram as únicas espécies coletadas em situação de pós-enchente. Não foram

capturados indivíduos de C. ornatus e C. danae nas amostras agrupadas como CEB e

como SE2B, e indivíduos de C. sapidus em SE1A (Figura 21). X. kroyeri e N. schmitti

também foram indicados pelo SIMPER (Tabela 12).

Figura 20. Análise MDS realizada com todas as espécies cuja abundância representou, em ao menos um setor e período, mais do que 3% do total. Os fatores utilizados foram: “CEA” e “CEB”, dezembro de 2008 a janeiro de 2009 nos setores A e B respectivamente; “SE1A” e “SE1B”, dezembro de 2009 a janeiro de 2010 nos setores A e B respectivamente; “SE2A” e “SE2B”, dezembro de 2010 a janeiro de 2011 nos setores A e B respectivamente.

45

Tabela 12. Resultado das análises ANOSIM e SIMPER para os mesmos dados e fatores do MDS representado na figura 20. No SIMPER foram incluídas todas as espécies até atingirem 90% de representatividade nos resultados. O SIMPER não foi considerado quando o resultado do ANOSIM teve p>0,05 (**).

Grupos ANOSIM


CEA x CEB -0,041 0,727 ** CEA x SE1A 0,217 0,087 ** CEA x SE1B -0,03 0,513 ** CEA x SE2A 0,105 0,182 ** CEA x SE2B 0,001 0,424 **

CEB x SE1A 0,243 0,041 C. danae (38,12%); C. sapidus (17,61%); F. paulensis

(15,95%); N. schmitti (15,10%)X. kroyeri (13,21%) CEB x SE1B 0,013 0,307 ** CEB x SE2A 0,164 0,182 ** CEB x SE2B -0,058 0,545 **

SE1A x SE1B 0,033 0,288 ** SE1A x SE2A -0,057 0,621 **

SE1A x SE2B 0,236 0,039 C. danae (33,06%); C. sapidus (23,71%); N. scmitti

(14,02%); F. paulensis (12,77%); X. kroyeri (12,15%) SE1B x SE2A 0,047 0,275 ** SE1B x SE2B 0,016 0,346 ** SE2A x SE2B 0,174 0,188 **

Figura 21. Abundância média e erro padrão das espécies nos períodos e setores equivalentes a Figura 20. Foram incluídas apenas aquelas espécies que a análise SIMPER indicou como representativas nas diferenças encontradas pela ANOSIM.

0

5

10

15

20

25

Ind/10min

X. kroyeri

0

5

10

15

20

25

Ind/10min

N. schmitti

0

2

4

6

8

Ind/10min

C. danae

0

2

4

6

8

Ind/10min

C. sapidus

0

2

4

6

8

Ind/10min

C. ornatus

46

5.4.2. Enchente de 2011

Uma nova enchente ocorreu em setembro de 2011, novamente resultado de um

período de maior pluviosidade (Figura 1). Para analisar os efeitos desse evento foram

considerados os meses de agosto e setembro de 2011 como meses com enchente, isso

porque a partir de agosto a vazão do rio já estava bastante elevada e a salinidade era

equivalente à zero em boa parte do estuário. Deste modo, e ao contrário da análise

anterior, nesta foi avaliado o efeito da enchente durante a ocorrência do evento.

Examinando a variação temporal dos crustáceos verificou-se que em agosto e

setembro de 2011 a abundância e biomassa foram praticamente zero (Figura 15).

Da mesma forma que em 2008, para a análise com o MDS, ANOSIM e SIMPER

as amostras foram separadas em setores A e B, e comparadas entre os períodos com

enchente (2011, “CE”) e sem enchente (2008, “SE1”; 2010, “SE2”). Assim, as amostras

foram agrupadas em CEA, CEB, SE1A, SE1B, SE2A, SE2B para estas análises.

O MDS para a enchente de 2011 mostrou os pontos do primeiro período sem

enchente (2008) agrupados no mesmo lado do gráfico e praticamente todos os pontos do

período com enchente ficaram sobrepostos pois não foram capturados indivíduos na

maioria das amostras nesse período (Figura 22). A ANOSIM revelou diferenças

significativas do primeiro período sem enchente para os demais períodos. Os pontos

agrupados em CEA e CEB se diferenciaram dos pontos SE1A e SE1B, mas não foram

diferentes entre si. Essas diferenças foram principalmente explicadas, de acordo com o

SIMPER, pelas abundâncias de C. danae e X. kroyeri (Tabela 13). Ambas as espécies

estiveram praticamente ausentes no período com enchente, C. danae ocorreu em

abundância mais elevada em 2008 (SE1A e SE1B), e X. kroyeri ocorreu principalmente

nos pontos mais externos nos períodos sem enchente (SE1A e SE2A).

47

Figura 22. Análise MDS realizada com todas as espécies cuja abundância representou, em ao menos um setor e período, mais do que 3% do total. Os fatores utilizados foram: “CEA” e “CEB”, agosto a setembro de 2011 nos setores A e B respectivamente; “SE1A” e “SE1B”, agosto a setembro de 2008 nos setores A e B respectivamente; “SE2A” e “SE2B”, agosto a setembro de 2010 nos setores A e B respectivamente.


Grupos ANOSIM


SE1A x SE1B -0,021 0,439 **

SE1A x SE2A 0,611 0,002 C. danae (68,72%); X. kroyeri (17,14%); N. scmitti

(6,92%)

SE1A x SE2B 0,573 0,004 C. danae (75,70%); X. kroyeri (9,97%); C. sapidus

(7,44%) SE1A x CEA 0,606 0,004 C. danae (82,85%); X. kroyeri (8,12%)

SE1A x CEB 0,733 0,002 C. danae (83,32%); X. kroyeri (7,84%)

SE1B x SE2A 0,981 0,002 C. danae (79,89%); X. kroyeri (10,83%)

SE1B x SE2B 0,931 0,002 C. danae (90,57%)

SE1B x CEA 0,933 0,002 C. danae (94,75%)

SE1B x CEB 1 0,002 C. danae (94,89%)

SE2A x SE2B 0,198 0,061 **

SE2A x CEA 0,315 0,061 **

SE2A x CEB 0,344 0,061 **

SE2B x CEA -0,015 0,697 **

SE2B x CEB 0,117 0,061 **

CEA x CEB 0 1 **

Figura 23. Abundância média e erro padrForam incluídas apenas aquelas espécies que a análise SIMPER indicou como representativas nas diferenças encontradas pela ANOSIM.

5.5. Efeitos da Dragagem de Aprofundamento

Para avaliar possíveis efeitos das dragagens de aprofund

decápodos foi selecionado o período entre março e

dragagem, “CD1”), 2010 (sem dragagem, “SD”) e 2011 (com dragagem, “CD2”). Os

dados foram separados nos setores A (pontos m

devido a diferenças entre esses pontos e ao fato do setor A estar diretamente sujeito as

dragagens.

Foi realizado um MDS com os fatores citados acima, onde foi possível perceber

uma tendência de distribuição dos

pontos de 2011 (CD2) mais à esquerda

significativas entre o período com dragagem de 2011

(SD), mas somente no setor A (sujeito direta

espécies responsáveis por essa diferença, de acordo com o SIMPER, foram

principalmente X. kroyeri

abundância significativamente maior em CD2

maior em SD (Figura 25).

O ANOSIM revelou ainda que, para os 2 setores, o período com dragagem de

2009 se diferenciou de praticamente todos os outros períodos.

diferença principalmente à

. Abundância média e erro padrão das espécies nos períodos e setores equivalentes a Foram incluídas apenas aquelas espécies que a análise SIMPER indicou como representativas nas diferenças encontradas pela ANOSIM.

de Aprofundamento

possíveis efeitos das dragagens de aprofundamento sobre os

ecionado o período entre março e junho dos anos 2009 (com


dados foram separados nos setores A (pontos mais externos) e B (pontos mais internos)



uma tendência de distribuição dos pontos de 2009 (CD1) mais à direita

mais à esquerda (Figura 24). A ANOSIM revelou

significativas entre o período com dragagem de 2011 (CD2) e o período sem dragagem

, mas somente no setor A (sujeito diretamente a dragagens) (Tabela


X. kroyeri, C. sapidus e C. danae (Tabela 15). X. kroyeri

significativamente maior em CD2 enquanto C. danae teve abund


2009 se diferenciou de praticamente todos os outros períodos. O SIMPER atribuiu essa

diferença principalmente à X. kroyeri e à três espécies de Callinectes

48

ão das espécies nos períodos e setores equivalentes a figura 22. Foram incluídas apenas aquelas espécies que a análise SIMPER indicou como representativas nas

amento sobre os

junho dos anos 2009 (com


ais externos) e B (pontos mais internos)



mais à direita do gráfico e dos

ANOSIM revelou diferenças

e o período sem dragagem

mente a dragagens) (Tabela 14). As


X. kroyeri teve

teve abundância


O SIMPER atribuiu essa

ctes, todas elas, em

49

geral, em maior abundância em 2009. Da mesma forma, os pontos do setor A em 2011

(CD2A) se diferenciaram de todos os demais pontos em outros anos (Tabela 14). O

SIMPER atribuiu essa variação principalmente a X. kroyeri e C. danae, porém outras 4

espécies contribuíram com pelo menos 7% das diferenças nos resultados (Tabela 14). C.

danae esteve ausente em CD2A, X. kroyeri teve abundância mediana, e N. schmitti e C.

ornatus tiveram abundância alta em comparação com os demais setores.

Figura 24. Análise MDS realizada com todas as espécies cuja abundância representou, em ao menos um setor e período, mais do que 3% do total. Os fatores utilizados foram: “CD1A” e “CD1B”, março a junho de 2009 nos setores A e B respectivamente; “SDA” e “SDB”, março a junho de 2010 nos setores A e B respectivamente; “CD2A” e “CD2B”, março a junho de 2011 nos setores A e B respectivamente.

50


Grupos ANOSIM


CD1A x CD1B 0,166 0,024 C. danae (39,67%); X. kroyeri (37,59%); C. sapidus

(10,01%); F. paulensis (6,37%)

CD1A x SDA 0,173 0,038 C. danae (46,87%); X. kroyeri (31,89%); C. ornatus

(15,68%)

CD1A x SDB 0,383 0,001 C. danae (38,59%); X. kroyeri (22,88%); C. ornatus

(13,21%) C. sapidus (10,87%); M. acanthurus (10,56%)

CD1A x CD2A 0,233 0,017 X. kroyeri (46,17%); C. danae (26,84%); C. ornatus

(12,05%); N. schmitti (8,48%)

CD1A x CD2B 0,295 0,003 C. danae (35,32%); X. kroyeri (29,85%); C. sapidus

(20,87%); C. ornatus (12,05%)

CD1B x SDA 0,453 0,001 C. danae (46,11%); X. kroyeri (33,34%); C. sapidus

(13,97%)

CD1B x SDB 0,591 0,001 C. danae (42,35%); X. kroyeri (28,93%); C. sapidus

(14,52%); M. acanthurus (6,94%)

CD1B x CD2A 0,39 0,004 C. danae (38,23%); X. kroyeri (35,78%); C. sapidus (8,22%); N. schmitti (7,14%); F. paulensis (5,42%)

CD1B x CD2B 0,36 0,004 C. danae (43,88%); X. kroyeri (33,28%); C. sapidus

(16,16%) SDA x SDB 0,026 0,212 **

SDA x CD2A 0,195 0,019 X. kroyeri (51,73%); C. danae (18,66%); C. sapidus

(10,50%); N. schmitti (9,61%) SDA x CD2B 0,058 0,178 **

SDB x CD2A 0,369 0,003 X. kroyeri (47,51%); C. sapidus (14,56%); M.

acanthurus (9,11%);C. danae (9,15%); N. schmitti (8,76%); C. ornatus (8,60%)

SDB x CD2B 0,058 0,176 **

CD2A x CD2B 0,5 0,001 X. kroyeri (48,27%); C. sapidus (21,99%); C. danae

(10,99%); N. schmitti (9,85%)

Figura 25. Abundância média e erro padrForam incluídas apenas aquelas espécies que a análise SIMPER indicou como representativas nas diferenças encontradas pela ANOSIM.

Abundância média e erro padrão das espécies nos períodos e setores equivalentes a

Foram incluídas apenas aquelas espécies que a análise SIMPER indicou como representativas nas diferenças encontradas pela ANOSIM.

51

ão das espécies nos períodos e setores equivalentes a figura 24. Foram incluídas apenas aquelas espécies que a análise SIMPER indicou como representativas nas

52

6. DISCUSSÃO

No estuário do rio Itajaí-Açu circulam grandes navios cargueiros que dependem

de uma profundidade adequada para poderem atracar nos portos de Itajaí e Navegantes.

Após a enchente que ocorreu no final de 2008 foi realizada uma dragagem emergencial

de aprofundamento para possibilitar o reinício das atividades dos portos. Essa dragagem

começou em dezembro de 2008 e foi concluída em julho de 2009, elevando a

profundidade na parte externa do estuário à aproximadamente 11 metros. A

profundidade nos pontos mais internos (4-6) se manteve em patamares inferiores, pois a

circulação dessas grandes embarcações está restrita aos pontos 1-3. Em março de 2011

teve início uma nova dragagem com o objetivo de aumentar a profundidade do canal de

acesso para 14 metros, explicando o aumento na profundidade observado a partir desse

mês. Isso se torna relevante uma vez que mudanças na profundidade do estuário podem

promover diversas alterações nos meios biótico e abiótico através da modificação dos

padrões de circulação (Torres, 2000).

O estuário do rio Itajaí-Açu é do tipo cunha salina, ou seja, em grande parte da

sua extensão é esperada a ocorrência de duas massas de água bem distintas: uma de

origem continental na superfície; e uma de origem marinha junto ao substrato (Schettini,

2002). Conforme a vazão do rio diminui, a cunha salina se estabelece cada vez mais a

montante e, em algumas ocasiões, a influência marinha pode ser percebida até 30 km rio

acima (Schettini, 2002). Além da vazão, que aumenta conforme a pluviosidade na bacia

hidrográfica, alterações na batimetria podem causar mudanças na penetração da cunha

salina (Torres, 2000). Assim, no baixo-estuário deverá ser observada uma massa de

água marinha próxima ao substrato sempre que a cunha salina estiver bem estabelecida.

Da mesma forma, conforme a vazão aumenta, a cunha salina é empurrada cada vez mais

a jusante, como observado por Schettini (2002). Valores próximos a zero foram

observados no setor mais interno nesse estudo sempre que a descarga foi superior a

500m³/s e, quando superior a 1000m³/s, salinidades inferiores a 20 foram observadas

inclusive nos pontos localizados próximos a foz.

A salinidade é um dos principais parâmetros que afetam a distribuição dos

organismos nos estuários (Day Jr. et al., 1989), e sua variabilidade é muito relevante na

distribuição espaço-temporal dos decápodos em estuários dominados por rios (Peterson

& Ross, 1991). No presente estudo foi observada salinidade média menor nos meses de

verão, período mais chuvoso e com maiores níveis de vazão. Também os pontos mais a

montante apresentaram maior variabilidade, justamente em função do padrão de

53

circulação que atua no estuário. Períodos prolongados de baixa vazão podem explicar os

valores elevados de salinidade média (>30) observados inclusive no ponto 6, entretanto

não se pode descartar a hipótese de um possível efeito da maré. Medeiros (2003) afirma

que, apesar da baixa amplitude, a maré pode afetar a intrusão da cunha salina no

estuário do rio Itajaí-Açu.

Os valores de pH e de salinidade são maiores no mar adjacente do que no rio

Itajaí-Açu e, portanto, esses parâmetros devem variar de forma semelhante conforme as

massas de água marinha e continental se misturam no estuário. A água do mar é

naturalmente tamponada e é difícil perceber grandes variações no seu pH, entretanto,

mesmo considerando apenas os pontos mais externos da área de estudo, foi observada

uma tendência de redução no pH ao longo do tempo. As dragagens podem causar

reduções pontuais no pH, porém esse efeito é percebido apenas em curto espaço de

tempo e não na escala temporal de meses (Ohimain et al., 2008). Apesar de não ter sido

observado o mesmo para a salinidade, a redução do pH ao longo do estudo pode ser

resultado de uma maior mistura de águas continentais ocasionada pelo aumento da

vazão, principalmente em 2011.

Um fator importante regulando a distribuição de crustáceos decápodos e peixes

bentônicos é a temperatura da água (Kodama et al., 2010). No presente estudo esse

parâmetro apresentou o comportamento sazonal esperado, com maiores valores no

verão e menores no inverno. Em 2010 a temperatura da água no inverno foi inferior aos

demais anos, provavelmente em função de fatores meteorológicos ou oceanográficos de

grande escala. Embora não significativas, foram observadas pequenas diferenças na

temperatura entre os pontos mais externos e mais internos, que podem ser explicadas

pela maior flutuação da temperatura em águas continentais do que em águas marinhas:

nos oceanos a temperatura tende a ser mais constante devido à sua menor relação

superfície/volume.

O oxigênio dissolvido (OD) é também um importante fator que atua sobre o

megabentos (Kodama et al., 2010). O padrão de variação desse parâmetro foi marcado

por ocorrências pontuais de elevada ou de baixa concentração, observadas

principalmente nos pontos internos e externos, respectivamente. Essas variações no OD

no Itajaí-Açu podem ser explicadas pelos processos de decomposição da matéria

orgânica e nitrificação (Kuroshima & Bellotto, 2009). Após eventos de elevada vazão a

quantidade de sedimento em suspensão é extremamente elevada, geralmente

acompanhada de matéria orgânica proveniente do continente (Schettini, 2001). Quando

54

esse material sedimenta é esperada uma redução no oxigênio dissolvido devido à

decomposição da matéria orgânica, o que de fato pode ter ocorrido em algumas

ocasiões, como outubro e novembro de 2009, após um pico de vazão verificado no mês

de setembro. Acompanhando eventos de descarga fluvial muito acima da média foram

observados picos de oxigênio dissolvido provavelmente devido à redução da

importância relativa do aporte antrópico no estuário: nessas condições ocorre a

diminuição do tempo de residência da água e o aumento da capacidade de diluição do

sistema. Em fevereiro de 2009 houve a redução pontual do oxigênio dissolvido no ponto

3, bem em frente ao porto de Itajaí, provavelmente devido às obras no berço de

atracação que foi danificado durante a enchente de novembro de 2008. Além disso, por

diversas vezes, os menores valores de oxigênio dissolvido ocorreram em períodos onde

é esperada uma menor solubilidade dos gases na água, ou seja, quando a temperatura

esteve mais elevada. Por fim, devido à suspensão de sedimentos finos (geralmente ricos

em matéria orgânica), as dragagens também podem provocar a redução do oxigênio

dissolvido (Torres, 2000; Erftemeijer & Lewis, 2006; Ohimain et al., 2008), o que

explicaria, em parte, a maior frequência de situações de baixas concentrações

verificadas nos pontos 1-3.

Estuários são importantes ecossistemas com elevada dinâmica e produtividade

(Day Jr. et al., 1989). No entanto, apesar de serem produtivos, a ampla flutuação das

suas variáveis ambientais e as condições de estresse a que os organismos estão

submetidos tornam esses ecossistemas, em geral, locais com baixa riqueza e elevada

dominância de espécies (Day Jr. et al., 1989; Angonesi, 2005; Costa-Dias et al., 2010).

Foram encontradas 20 espécies/morfotipos de crustáceos decápodos durante os três anos

e meio de estudo. Branco e Freitas Jr. (2009) fizeram uma análise quali-quantitativa de

crustáceos decápodos no Saco da Fazenda, ambiente adjacente ao baixo-estuário do

Itajaí-Açu, entre 2000 e 2005. Em seu trabalho os autores encontraram 10 espécies, sete

iguais às do presente estudo. Portanto, comparando os dois trabalhos, ocorreram 13

espécies exclusivamente no canal do estuário e três no Saco da Fazenda. Das vinte

espécies amostradas, 14 foram encontradas na primeira fase de amostragem, executada

por Leite (2010) entre maio de 2008 e julho de 2009. Existe, portanto, uma dinâmica na

ocorrência de espécies no canal do estuário do Itajaí-Açu, que difere do que é observado

no Saco da Fazenda, mesmo sendo ecossistemas muito próximos e intimamente

relacionados.

55

No presente estudo foi observada a ocorrência ocasional de algumas espécies em

abundâncias bastante reduzidas, entre elas, o siri Charybdis helleri, invasor e original do

Indo-Pacífico (Mantellato & Garcia, 2001), que totalizou apenas 4 indivíduos. Existe

risco desse siri competir com espécies nativas de Callinectes, além de ser hospedeiro

potencial do vírus WSSV (Síndrome da Mancha Branca) (Tavares & Mendonça Jr.,

2004). Isso mostra que o estuário do rio Itajaí-Açu está sujeito a bioinvasão,

principalmente se for considerada a grande quantidade de navios que atracam nos portos

existentes em suas margens.

Neste estudo, apenas 6 espécies foram responsáveis por mais de 95% da

abundância, sendo que Callinectes danae contribuiu com aproximadamente 48%,

Xiphopenaeus kroyeri com 29%, e Callinectes sapidus com 7%. Em termos de

biomassa a dominância foi ainda mais marcante devido ao maior peso individual de C.

danae e C. sapidus que, juntas, contribuíram com mais de 90% da biomassa total

amostrada. Essa dominância de poucas espécies de decápodos foi também observada

por Leite (2010) no baixo estuário do rio Itajaí-Açu e por Branco e Freitas Jr. (2009) no

Saco da Fazenda. Esse padrão de dominância também foi observado na região para

peixes por Hostim-Silva et al. (2002) e Antunes (2010), em cujo trabalho apenas 6

espécies contribuíram com 99% da captura entre maio de 2008 e julho de 2009 nas

mesmas estações de amostragem do presente estudo. Segundo a última autora, isso pode

estar associado ao acúmulo de perturbações antrópicas no sistema, como as dragagens e

alterações nas margens do estuário, ou ainda a perturbação natural, incluindo as

enchentes, que podem gerar alterações imediatas sobre a abundância das principais

espécies.

Estuários podem ser ainda locais importantes de crescimento e desenvolvimento

de crustáceos decápodos de interesse comercial (Willians, 1984). Dentre os camarões

capturados neste trabalho, F. paulensis e X. kroyeri são duas das espécies de maior

importância econômica no Sudeste e Sul do Brasil (D’Incao et al., 2002). Além dessas,

A. longinaris e L. schmitti também são capturadas pela pesca artesanal e/ou industrial

(D’Incao et al., 2002), apesar de terem sido coletadas de forma ocasional neste estudo.

A pesca de camarões apresenta importante papel econômico e social para a região onde

o estuário do rio Itajaí-Açu está localizado (Branco & Verani, 2006). Também presente

nas capturas obtidas durante as operações de pesca comercial de X. kroyeri na região

(Branco & Verani, 2006; Bail et al., 2009; Roedel, 2009), os siris do gênero Callinectes,

principalmente C. sapidus, podem ser utilizados na alimentação humana e apresentam

56

grande relevância econômica (Willians, 1974; Severino-Rodrigues et al., 2001;

Mendonça et al., 2010). Deste modo, verifica-se que existem várias espécies com

importância econômica frequentando o baixo-estuário do rio Itajaí-Açu.

Ao analisar a contribuição das principais famílias nos diferentes anos foi

possível obervar que, independente do ano, Penaeidae e Portunidae responderam por

mais de 70% da abundância total, indicando que essas são as famílias de maior

relevância para o estudo. Entretanto, nota-se que houve mudanças na contribuição das

principais famílias e espécies nos três anos e meio de estudo, principalmente com o

aumento da participação de Palaemonidae em 2010 e 2011. Branco e Freitas Jr. (2009)

também observaram alterações na composição de espécies ao longo de cinco anos no

Saco da Fazenda. Esses autores verificaram que, embora em todos os anos a espécie

dominante tenha sido C. danae, as espécies que ocuparam a segunda e a terceira posição

em abundância variaram ao longo dos anos. A dinâmica interanual da composição e

abundância das principais espécies não ocorre apenas no estuário do Itajaí e no Saco da

Fazenda. Na Baía Sul em Florianópolis, uma área costeira com características

estuarinas, Freitas Jr. et al. (2010) verificaram, por exemplo, que Litopenaeus schmitti

foi a espécie mais abundante em 1997 (48%), porém ocupou apenas a quarta posição em

2001 (8%). Outro exemplo é o estudo de Kodama et al. (2010) que analisaram, por 26

anos, o megabentos na Baía de Toquio, no Japão. Nesse trabalho os autores notaram que

as mudanças interanuais na comunidade foram sempre decorrentes de alguma alteração

nas condições ambientais. Assim, a substituição de espécies ao longo dos anos é algo

que ocorre normalmente em vários ecossistemas, e não apenas no estuário do Itajaí-Açu.

Além disso, em geral, essas variações interanuais são reflexos de alguma mudança ou

impacto sofrido pelo ecossistema, como possíveis efeitos da enchente, dragagem, ou

ainda mudanças nos padrões de circulação. No caso do Itajaí-Açu, nos dois últimos anos

a vazão durante as coletas apresentou valores bem mais elevados do que nos dois

primeiros, o que justificaria a alteração na composição e abundância das espécies, com a

maior participação de espécies de água doce (basicamente Palaemonidae) e a redução de

espécies estuarinas e principalmente marinhas.

Verificando a distribuição espacial dos crustáceos ao longo do estuário, nota-se

que a maior abundância média foi observada próximo a foz (ponto 1), reflexo

principalmente da contribuição dos peneídeos, sobretudo de X. kroyeri. Essa espécie é

marinha e independe do estuário para o seu desenvolvimento (Branco et al., 1999;

Castro et al., 2005) e, portanto, a maior abundância junto a foz deve ser reflexo das

57

maiores abundâncias de X. kroyeri no mar adjacente. Nos pontos mais internos (3 a 6)

houve a predominância da família Portunidae, com abundância elevada de Callinectes

danae e C. sapidus. C. ornatus foi capturado principalmente próximo a foz, o que pode

ser explicado pelo fato da espécie preferir maiores salinidades (Willians, 1974).

A variação espacial da biomassa diferiu em relação à distribuição da abundância.

Isso se deve ao fato dos siris apresentarem massa individual muito maior que os

camarões. Assim, ao contrário da abundância, a biomassa média foi maior em uma

região mais interna do estuário, no ponto 5, reflexo da elevada presença de Portunidae e

principalmente de C. sapidus. De fato, foram capturados indivíduos de elevado porte

dessa espécie, tanto que sua biomassa representou 32,2% do total enquanto a sua

abundância não superou 6,7%. Os indivíduos de C. danae apresentaram tamanho

semelhante aos capturados por Branco e Freitas Jr. (2009) no Saco da Fazenda.

Entretanto, tamanhos maiores de C. sapidus foram encontrados no presente estudo na

zona de canal, sugerindo que exemplares menores da espécie devam preferir as áreas

mais rasas, como as do Saco da Fazenda, como habitat.

A variação espacial na distribuição das espécies foi confirmada pelo MDS e

ANOSIM, que indicaram diferenças significativas entre os pontos mais externos (1-3,

setor A) e mais internos (4-6, setor B). O SIMPER indicou que C. danae, C. sapidus, X.

kroyeri foram as principais responsáveis pelas diferenças observadas. As espécies que

frequentam normalmente o estuário, como C. danae e C. sapidus (Willians, 1974),

ocorreram em maiores abundâncias no setor B, enquanto que o setor A foi caracterizado

pela presença de espécies predominantemente marinhas como X. kroyeri (Branco et al.,

1999). Além disso, M. acanthurus ocorreu unicamente no setor B, por ser uma espécie

típica de salinidades baixas ou ainda de águas continentais (Willians, 1984).

A separação em diferentes setores é constantemente utilizada em estudos em

estuários por facilitar a análise e a observação de variações sazonais e/ou entre distintas

áreas (Jones et al., 1990; Peterson & Ross, 1991). Nesse estudo ficaram evidentes as

diferenças entre os pontos mais internos e externos do estuário, com o setor B

apresentando menores valores de salinidade, pH e profundidade, maior variação na

salinidade, maiores abundâncias de C. danae e C. sapidus, menor abundância de X.

kroyeri e a ocorrência de M. acanthurus e outros Palemonidae. Além disso, um fator

determinante na separação dos setores, além das diferenças supracitadas, foi o fato dos

pontos localizados no setor A estarem situados na área de circulação dos navios e,

58

portanto, estarem diretamente sujeitos aos processos de dragagem e outros possíveis

impactos promovidos pela atividade portuária.

Em relação à variação temporal da abundância, foram observados baixos valores

nos meses de dezembro e janeiro, com grande aumento e eventuais picos nos meses de

fevereiro, março e abril. Resultado semelhante já foi verificado no Saco da Fazenda,

com abundância mínima em dezembro e valores máximos entre janeiro e abril (Branco

& Freitas Jr., 2009). Outro exemplo onde esse padrão foi observado é o estudo realizado

apenas com siris ao longo de um ano no estuário da Baía da Babitonga, São Francisco

do Sul, SC, onde foi observada uma redução muito grande na captura dos organismos

nos meses de verão de 2003-2004 (Pereira, 2006). Entretanto, isso não se repete no

trabalho realizado na Baía Sul em Florianópolis, onde foram observados picos de

abundância da carcinofauna (siris e camarões) sempre no verão, com abundância

mínima no inverno (Freitas Jr. et al., 2010). Considerando que a Baía Sul, apesar de

apresentar características estuarinas, é um ecossistema marinho-costeiro, pode-se

presumir que o padrão distinto de abundância sazonal observado por Freitas Jr. et al.

(2010) decorra da sua área de estudo não estar situada no interior de um estuário

propriamente dito. De fato, a variação na abundância de decápodos no interior de

estuários e na região costeira adjacente, principalmente dos siris do gênero Callinectes,

deve estar relacionada com a migração sazonal desses organismos motivada pela

reprodução (Willians, 1974). Em seu livro esse autor propõe que em C. sapidus, e

possivelmente em todas as demais espécies do gênero, o desenvolvimento das larvas

ocorre na região costeira, com o posterior deslocamento dos juvenis para se

desenvolverem em indivíduos adultos no interior do estuário. Isso foi confirmado mais

recentemente no estudo de Posey et al. (2005), que estudaram a distribuição de juvenis

de C. sapidus em estuários dominados por rios na Carolina do Norte, EUA. Os autores

constataram que juvenis de C. sapidus dependem de áreas com baixas salinidades para

terem uma maior sobrevivência nesse tipo de estuário. Já no Brasil, Branco & Masunari

(2000) estudaram a ecologia reprodutiva de C. danae na Lagoa da Conceição, em

Florianópolis. Segundo estes autores, o estuário funciona como uma área de

crescimento, reprodução e desova para a espécie. Assim, os estuários representam

importantes áreas para a reprodução de crustáceos decápodos e, por esse motivo, as

oscilações na abundância da carcinofauna ao longo do ano no estuário do Rio Itajaí-Açu

devem estar relacionadas com os padrões reprodutivos das diferentes espécies.

59

Quanto à variação da família Penaeidae, representada principalmente por X.

kroyeri, foi verificada abundância mais elevada entre fevereiro e abril. Provavelmente

esse é o período em que a espécie ocorre em maior abundância no mar adjacente, pois,

como previamente discutido, esta é uma espécie marinha. De fato, X. kroyeri foi mais

abundante nos meses de outono na Baía de Tijucas (Pezzuto et al., 2008), na região

costeira junto a desembocadura do Itajaí-Açu (Branco et al., 1999), e na Armação do

Itapocoroy, em Penha (Branco & Verani, 2006), todas situadas no litoral catarinense.

Ainda, foi observada a variação temporal da família Palaeomonidae,

representada principalmente por M. acanthurus, uma espécie de águas continentais,

geralmente encontrada próximo ou no interior de estuários, e N. schmitti, espécie

marinha de regiões costeiras rasas (Ferreira, 2009). M. acanthurus, assim como nesse

trabalho, foi capturado em baixa abundância e de forma ocasional e descontínua por

Branco & Freitas Jr. (2009) no Saco da Fazenda. N. schmitti não foi identificada nos

estudos realizados na região costeira junto a desembocadura do Itajaí-Açu (Branco et

al., 1999) e no Saco da Fazenda (Branco & Freitas Jr., 2009). Na Armação do

Itapocoroy a espécie foi capturada apenas entre julho de 2006 e junho de 2007, último

ano de um total de 10 anos de monitoramento da carcinofauna local (Roedel, 2009). As

baixas abundâncias de N. schmitti registradas neste estudo, portanto, devem ser reflexo

da sua baixa ocorrência na região costeira adjacente ao estuário.

O MDS e a ANOSIM também indicaram um agrupamento das amostras em dois

períodos: 2008 e 2009 e em 2010 e 2011. Entre as espécies de siris responsáveis por

essas diferenças, C. danae e C. ornatus foram mais abundantes em 2008 e 2009,

enquanto que C. sapidus foi mais abundante em 2010 e 2011. Nos dois últimos anos foi

observada uma maior oscilação da salinidade e, conforme constatado na literatura, C.

sapidus é bastante tolerante a esse tipo de estresse (Ogburn, et al., 2007). Assim, a

grande flutuação da salinidade pode ter limitado a ocorrência de C. danae permitindo

que uma espécie mais tolerante dominasse o ambiente já que cada espécie deve ocupar

um nicho diferente. X. kroyeri também foi responsável pelas diferenças entre os dois

períodos. Essa espécie ocorre naturalmente em maiores abundâncias nos meses de

outono e, particularmente em 2009 pode ter ocorrido um maior recrutamento desse

camarão na região.

A relação entre as variáveis abióticas e as principais espécies capturadas foi

verificada através de uma análise de correspondência canônica (ACC) e gráficos Box-

plot. Sabe-se que todas as espécies de Callinectes encontradas no presente estudo

60

podem tolerar um amplo espectro de salinidade e temperatura (Willians, 1974). Isso

explicaria o fato de não terem sido observadas espécies do gênero longe do centro na

ACC. Entretanto, C. sapidus se correlacionou de forma distinta com as variáveis

ambientais, sendo a única do gênero a ocorrer em condições de menor salinidade (em

valores próximo a 5). Isso pode ser explicado pelo fato dessa espécie ser a mais

tolerante a valores extremos dos parâmetros ambientais, como já verificado na

bibliografia (Willians, 1974; Ogburn, et al., 2007).

Norse (1978) analisou a tolerância de diversas espécies do gênero Callinectes a

valores baixos de salinidade. Com dados de campo o autor verificou que existe a

dominância de diferentes espécies do gênero conforme o gradiente de salinidade: C.

bocurti e C. sapidus são as espécie mais tolerantes a baixas salinidades e tendem a ser

relativamente mais abundantes quando os valores médios de salinidade são inferiores a

10; C. danae ocorre em maior abundância relativa em salinidades entre 10 e 33; e C.

ornatus é a espécie que tende a predominar em salinidades superiores a 33. O autor

ainda realizou experimentos de tolerância a baixas salinidades e observou que C.

sapidus e C. bocurti apresentaram 100% de taxa de sobrevivência a água do mar diluída

a 10%, enquanto que C. danae e C. ornatus apresentaram taxas de sobrevivência de

50% e 3% respectivamente, indo ao encontro dos resultados obtidos em campo. No

presente estudo C. sapidus, C. danae e C. ornatus ocorreram predominantemente em

valores crescentes de salinidade (medianas de 25, 28 e 33 e mínimas de 0, 13 e 25,

respectivamente), conforme sugerido por Norse (1978). Em contrapartida, foram

coletados apenas sete indivíduos de C. bocurti durante o presente estudo, sempre em

períodos de salinidade elevada e, assim, a diferença para os resultados apresentados por

Norse (1978) pode ser apenas um efeito do acaso ou de uma menor abundância geral da

espécie na região.

Camarões da família Penaeidae têm sua distribuição influenciada por diversos

fatores ambientais como a temperatura, o tipo de sedimento, a disponibilidade de

alimento e a salinidade (Branco & Verani, 1998; Costa et al., 2004; Lopes, 2008). No

presente estudo F. paulensis ocorreu preferencialmente em valores de temperatura entre

19 e 23ºC e salinidades entre 26 e 31, porém sem mostrar relação óbvia com essas

variáveis, indicando que outros fatores podem estar afetando a sua abundância no Itajaí-

Açu. Para D'Incao & Dumont (2010), juvenis e pré-adultos de F. paulensis habitam

preferencialmente enseadas rasas e protegidas no interior do estuário da Lagoa dos

Patos, RS. Ainda segundo os autores, exemplares adultos dessa espécie são encontrados

61

na plataforma continental, em profundidades entre 40 e 80 metros. Garcia et al. (1996),

concluíram que áreas vegetadas são os habitats preferenciais de F. paulensis dentro da

Lagoa do Patos. O baixo estuário do Itajaí-Açu não apresenta mais praticamente

nenhuma área vegetada. As margens do estuário são quase totalmente tomadas por

construções e apresenta uma larga zona de canal, o que não oferece proteção como as

várias enseadas rasas (sacos) onde F. paulensis é encontrado na Lagoa dos Patos. Isso

explicaria a baixa captura dessa espécie ao longo de todo o presente estudo.

Confirmando tal fato, Branco e Freitas Jr. (2009) verificaram que o camarão-rosa foi o

terceiro decápodo em termos de abundância no Saco da Fazenda em dois dos cinco anos

do estudo, possivelmente pelo fato dessa enseada ser mais abrigada, rasa e apresentar

algumas áreas vegetadas servindo, portanto, de abrigo para F. paulensis.

X. kroyeri ficou deslocada dos demais decápodos na ACC, tendo sido encontrada

primariamente em condições de maiores temperatura, pH e salinidade. Assim como

observado para F. paulensis, o camarão sete-barbas também apresenta distribuição e

abundância significativamente relacionadas com as oscilações da temperatura e

salinidade da água de fundo (Branco et al., 1999). Esses autores verificaram, na foz do

Rio Itajaí-Açu, que X. kroyeri apresenta flutuações sazonais, sendo os maiores índices

de captura obtidos durante o outono e os menores na primavera. Como previamente

discutido, essa espécie entra no estuário apenas acompanhando a cunha salina, e as

maiores abundâncias serão reflexo da quantidade de indivíduos na região marinha

adjacente. Assim, os fatores que estiverem afetando a região costeira em determinado

período podem ser muito mais importantes para a abundância de X. kroyeri no estuário

do que outras variáveis que atuem diretamente nesse ecossistema.

A distribuição do camarão N. schmitti depende de alguns fatores ambientais,

entre eles salinidade, temperatura e oxigênio dissolvido (Almeida et al., 2007). Essa

espécie ocorre ao longo da costa do Brasil e da Guiana e é considerada marinha (Costa

et al., 2000). Por esse motivo, a sua ocorrência dentro de um estuário deve estar

relacionada com a penetração da cunha salina, o que de fato ocorreu no presente estudo,

onde N. schmitti foi observado restritamente em condições de salinidade superior a 25.

As espécies do gênero Macrobrachium são exclusivamente de águas

continentais ou estuarinas (Tamburus et al., 2012). M. acanthurus é conhecido

popularmente como pitu, camarão canela ou camarão de água doce. Habita corpos de

água doce e salobra que se comunicam com o mar e é uma espécie com grande

potencial para cultivo (Valenti et al., 1989). M. acanthurus foi encontrado por Branco e

62

Freitas Jr. (2009) no Saco da Fazenda, sendo considerada uma espécie de ocorrência

ocasional pelos autores. No presente estudo, a captura de três espécies distintas do

gênero foi fortemente relacionada a condições de salinidade extremamente baixas.

Camarões desse gênero provavelmente não ocorrem normalmente no baixo-estuário do

Itajaí-Açu que, na maior parte do tempo, apresenta valores médios ou altos de

salinidade na água de fundo.

O caranguejo Libinia ferreirae (popularmente conhecido como caranguejo

aranha) pertence à família Majidae e é comum na região costeira de Santa Catarina,

Paraná, São Paulo e Rio de Janeiro, dentre outros (Braga et al., 2005; Winter &

Masunari, 2006; Costa & Beneditto, 2009). No presente estudo, a espécie foi capturada

em apenas uma ocasião (julho de 2011), principalmente nos pontos próximos a foz.

Nessa coleta, a salinidade estava alta (>32) em todos os seis pontos amostrados, o que

pode ter favorecido a entrada de alguns indivíduos no estuário acompanhando a cunha

salina. Essa espécie está presente na região costeira adjacente (Armação do Itapocoroy),

mas provavelmente em baixas abundâncias já que foi capturado apenas em dois dos

cinco anos do estudo de Roedel (2009), e sempre em abundâncias inferiores a 0,5% do

total.

Vários tipos de eventos extremos, incluindo as enchentes, podem causar grandes

alterações nas comunidades que habitam tanto o estuário como regiões costeiras

adjacentes (The Mermex Group, 2011). Nesse trabalho os autores fizeram uma grande

revisão bibliográfica para a região costeira do Mar Mediterrâneo, mostrando que os

impactos causados por eventos extremos como enchentes ou tempestades podem ser de

grande relevância, tanto no meio biótico como abiótico. As enchentes podem promover

a ocorrência de eventos de elevada turbidez, que foram estudados por González-Ortegón

et al. (2010). Ao estudar peixes, decápodos e suas presas em um estuário no sudoeste da

Espanha, esses autores constataram que esse tipo de evento pode prejudicar a função

berçário do ecossistema estuarino. Em um estudo na baía de Chesapeake, na costa leste

dos EUA, foram observadas alterações na macrofauna bentônica após a passagem do

furacão Isabel (Hughes et al., 2009). Outro furacão que ocorreu nos EUA, o Katrina, fez

com que águas de salinidade alta prevalecessem por meses em uma região entre-marés

no estado de Louisiana onde, normalmente, prevalecem águas continentais (Piazza &

Peyre, 2009). Esse impacto, segundo os autores, proporcionou grandes alterações no

nécton até que a situação do estuário voltasse às condições pré-furacão. Esses exemplos

ilustram as grandes modificações que podem ocorrer por conta de tempestades ou

63

enchentes. Entretanto, devido à imprevisibilidade de tais eventos, são poucos os estudos

que realmente conseguem atestar os impactos deles decorrentes (Hughes et al., 2009).

Sabe-se, entretanto, que a entrada de água doce é um dos principais fatores que afetam o

epibentos nos estuários (Jones et al., 1990) e que, espécies que não toleram baixas

salinidades podem não ter tempo de reagir a grandes aportes de água doce sendo,

portanto, excluídas (Paperno & Brodie, 2004).

Durante o presente estudo foram registrados duas grandes enchentes, uma em

novembro de 2008 e outra em setembro de 2011. Essas duas ocorrências, em períodos

semelhantes do ano, ofereceram uma oportunidade única de verificar os efeitos de um

evento natural extremo sobre os decápodos. Durante e/ou logo após as enchentes foram

capturadas quantidades mínimas de crustáceos. Isso pode ser um efeito agudo desses

eventos extremos que poderia ser explicado por pelo menos três hipóteses: (a) a fauna

pode ter sido deslocada para o mar devido a forte vazão ou ainda se movido

voluntariamente; (b) os organismos podem ter se espalhado para as áreas alagadas pelo

rio ou (c) devido à rápida mudança nas condições do estuário, pode ter havido

mortalidade da fauna. Apesar da aparente redução provocada pela enchente de 2008,

pode ser que a baixa abundância verificada nos meses de dezembro de 2008 e janeiro de

2009 seja, na verdade, um padrão que ocorra normalmente no estuário do Itajaí-Açu,

embora possa ter sido potencializado pelas enchentes. De fato, o MDS e a ANOSIM

não mostraram diferenças significativas nas assembleias quando considerados os meses

de dezembro e janeiro de 2008-2009, 2009-2010 e 2010-2011, provavelmente, em

função dos baixos valores observados em todos os anos analisados, incluindo aqueles

onde não houve enchente. Abundâncias mínimas de crustáceos decápodos também

foram observadas em dezembro e janeiro em estudos realizados no Saco da Fazenda

(Branco & Freitas Jr., 2009) e em áreas próximas a desembocadura do estuário (Bail et

al., 2009), o que reforçaria a hipótese de uma ocorrência naturalmente reduzida desses

organismos na região, durante tais períodos. Apenas C. danae e C. sapidus foram

coletados nos dois meses seguintes a enchente dentro do estuário. Mesmo em condições

adversas, a probabilidade de capturar C. danae deverá ser sempre alta no estuário do

Itajaí-Açu. Isso porque a espécie, além de ser dominante no local, também apresenta

abundância relativa elevada nos ecossistemas adjacentes (Bail et al., 2009; Branco &

Freitas Jr., 2009). Já C. sapidus, como previamente discutido, é uma espécie bastante

tolerante a flutuações nas variáveis ambientais e adaptada a condições adversas,

incluindo baixas salinidades (Willians, 1974).

64

Em relação à redução na abundância provocada pela enchente de 2011, as duas

principais espécies afetadas foram X. kroyeri e C. danae, ambas praticamente ausentes

durante o evento. X. kroyeri não deve ter migrado para outras áreas ou ter sofrido

mortalidade, mas sim evitado o estuário por não frequentar, naturalmente, locais com

baixos valores de salinidade (Castro et al., 2005). Já a ausência de C. danae, poderia ser

reflexo da mortalidade elevada dessa espécie quando sujeita a salinidades baixas por

longos períodos de tempo (Pereira-Barros, 1987 apud Branco & Masunari, 2000).

Entretanto, é provável que a espécie tenha migrado para a região costeira, pois os siris

apresentam grande capacidade de locomoção. De fato, nos meses seguintes a enchente

de 2008 foram observadas grandes quantidades de C. danae com tamanhos médios

equivalentes aos do período anterior ao evento. Tal fato sugere que não deva ter havido

mortalidade de C. danae durante as enchentes de 2008, mas sim um deslocamento para

outras áreas com um posterior retorno dos mesmos indivíduos ao estuário.

Nas duas primeiras coletas após a enchente de novembro de 2008 foram

capturadas quantidades mínimas de decápodos. Entretanto, três a quatro meses após o

evento, sua abundância aumentou substancialmente, atingindo os maiores valores de

todo o estudo ainda em 2009. Essa capacidade de se recuperar após uma perturbação

denomina-se resiliência (Begon et al., 1996). Para Odum (1983), o ecossistema pode

apresentar dois tipos de estabilidade: (a) Estabilidade de resistência, que consiste na

capacidade de resistir a perturbações, mantendo intactos sua estrutura e funcionamento;

(b) Estabilidade da elasticidade, que consiste na capacidade de se recuperar quando o

sistema é desequilibrado por uma perturbação. Segundo esse autor, dificilmente esses

dois tipos de estabilidade se desenvolvem ao mesmo tempo. Dungan & Livingston

(1982) concluíram que estuários poluídos, devido ao grande número de perturbações,

sofrem frequentes alterações na estrutura da assembleia de decápodos. Segundo esses

autores, estuários menos impactados deverão apresentar maior resistência a grandes

perturbações que possam ocorrer. Dessa forma, apesar dos crustáceos terem se

recuperado em 2008/2009, pode ser que em um evento posterior isso não ocorra, uma

vez que o estuário do rio Itajaí-Açu está sujeito a um grande número de outros impactos

que podem ir além da capacidade de recuperação da comunidade. Vale ressaltar que o

pico de abundância nos meses seguintes a enchente pode ser um efeito secundário do

evento. Rozas et al. (2005) estudou o efeito de entradas de água doce, provocadas

artificialmente por estruturas como barragens, em um sistema estuarino em Louisiana,

EUA. Dentre os resultados observados, os autores concluíram que a incorporação dos

65

nutrientes de origem continental pode ter aumentado a produtividade primária e

secundária do sistema estuarino como um todo, além de fornecer material detrítico

abundante, que poderia ser utilizado como alimento e/ou refúgio pelas espécies

amostradas no presente estudo (Leite, 2010).

Como as amostragens se encerraram dois meses após as enchentes de 2011, não

é possível, para esse evento, afirmar se os crustáceos migraram para outras áreas como

parece ter ocorrido em 2008 ou se sofreram mortalidade, como evidenciado em algumas

situações reportadas na literatura. Paperno & Brodie (2004) estudaram o efeito da

entrada de água doce sobre a comunidade de peixes e crustáceos decápodos em um

estuário na Flórida, EUA. Esses autores concluíram que, quando grandes quantidades de

água doce chegam ao estuário em um curto espaço de tempo, pode ser observada a

mortalidade de espécies estuarinas, mesmo aquelas vágeis, por não terem tempo de se

ajustar a rápida mudança na salinidade. Sendo assim, não se pode descartar a hipótese

de, apesar da resiliência, ocorrerem alterações permanentes na fauna estuarina em

função dos impactos não naturais que se acumulam no estuário ao longo do tempo

(Antunes, 2010).

Ressalta-se que, como consequência das mudanças climáticas globais, enchentes

extremas devem se tornar mais frequentes (IPCC, 2007) e, dessa forma, podem ocorrer

mudanças em longo prazo na comunidade do estuário caso não haja tempo suficiente

para a fauna se recuperar entre dois eventos distintos. A proximidade temporal entre as

duas enchentes abordadas nesse estudo, intercaladas ainda com dragagens de

manutenção e de aprofundamento, além de outros impactos crônicos vividos pelo

estuário do Itajaí-Açu podem indicar uma situação de vulnerabilidade da biota a

alterações mais drásticas no futuro. Isso porque o relatório do IPCC (2007) sugere que

diversos eventos extremos, como precipitação acima da média e secas prolongadas,

provavelmente ocorrerão com maior frequência nos próximos anos. Assim, as

observações feitas para as enchentes de 2008 e 2011 poderão ser importantes não

apenas para descrever quais foram os impactos proporcionados por esses dois eventos,

mas também para verificar, em um futuro próximo, consequências das mudanças

climáticas globais sobre estuários.

Outros fatores, que não os parâmetros ambientais medidos ou a enchente podem

estar influenciando a fauna de decápodos. A disponibilidade de alimento pode ser uma

das principais variáveis que controlam a abundância desses crustáceos, como

constataram Heyns & Froneman (2010) em seu estudo com o decápodos epibentônicos

66

em um estuário na África do Sul. Assim, o aumento na abundância durante o ano de

2009 pode ser consequência de um enriquecimento do estuário em termos de

produtividade. Vale destacar que esse aumento na captura ocorreu não apenas para os

decápodos (Leite, 2010), mas também para a ictiofauna do baixo-estuário do Itajaí-Açu

(Antunes, 2010). Isso sugere que diferentes grupos de organismos podem ter se

aproveitado do momento pós-enchente. Em relação à macrofauna do estuário, Silva

(2010) notou que houve a recuperação da comunidade seis meses após a enchente, mas

não foram encontrados valores elevados de abundância em 2009 como ocorreu para os

peixes e para os crustáceos decápodos.

A dieta de C. sapidus, C. danae, C. ornatus e X. kroyeri varia de acordo com a

disponibilidade de alimento, fato que deve se repetir em muitas outras espécies de

decápodos (Laughlin, 1982; Branco, 1996; Branco & Mortiz Jr., 2001; Mantelatto &

Christofoletti, 2001; Oliveira et al., 2006). C. sapidus pode predar diferentes

invertebrados bentônicos estuarinos e, na Lagoa dos Patos, onde é a espécie mais

abundante de Callinectes, seus principais itens alimentares são detritos e Erodona

mactroides, um molusco filtrador comum no local (Oliveira et al., 2006). C. danae, um

importante predador estuarino (Branco, 1996) raramente ingere material de origem

vegetal, se alimentando principalmente de macroinvertebrados, como crustáceos e

poliquetas (Branco & Verani, 1997). C. ornatus é um omnívoro oportunista, tendendo a

se alimentar de crustáceos e moluscos (Mantelatto & Christofoletti, 2001). No trabalho

de Stoner & Buchanan (1990), C. danae foi a espécie com dieta menos variada,

consumindo uma maior quantidade de presas de maior porte em comparação a C.

sapidus e C. ornatus. Embora generalistas na fase adulta, os juvenis de Callinectes

podem ser suscetíveis à indisponibilidade de alimento (Laughlin, 1982). Além disso,

diferente da fase adulta, os juvenis das diferentes espécies do gênero possuem

preferência por alimentos distintos (Stoner & Buchanan, 1990). Para C. ornatus, por

exemplo, observa-se que fêmeas ovígeras tendem a predar sobre organismos com

textura mais suave, como peixes, lulas ou camarões; juvenis se alimentam

principalmente de organismos sésseis e sedentários; conforme o tamanho aumenta, os

adultos, tanto machos como fêmeas, passam a consumir uma maior quantidade de

plantas, crustáceos e peixes (Mantelatto & Christofoletti, 2001). A alimentação dos

crustáceos decápodos é, portanto, generalista, varia muito de acordo com o estágio de

desenvolvimento do indivíduo, e é importante na distribuição espaço-temporal do

grupo, principalmente de indivíduos juvenis. Dessa forma, as alterações proporcionadas

67

pela enchente sobre a ictiofauna (Antunes, 2010) ou sobre a macrofauna (Silva, 2010)

podem ter influenciado a assembleia de decápodos, uma vez que esses dois grupos de

organismos podem fazer parte da dieta de siris do gênero Callinectes (e.g. Mantelatto &

Christofoletti, 2001). De fato, um estudo com C. sapidus em um estuário na Flórida,

EUA, concluiu que a resposta das presas às forçantes ambientais pode ser mais

importante do que o efeito das mesmas variáveis sobre os decápodos predadores

(Laughlin, 1982).

Outro tipo de impacto que pode estar afetando a fauna bentônica no estuário do

Itajaí são as dragagens, sobretudo aquelas de grandes proporções com o objetivo de

aumentar a profundidade do canal de acesso aos portos. O efeito da dragagem de

aprofundamento sobre os decápodos foi avaliado nesse estudo utilizando o MDS e a

ANOSIM. Essas análises revelaram diferenças significativas entre um período com

dragagem (em 2011) e outro sem dragagem (2010), porém somente no setor A (mais

externo). Tais diferenças sugerem um efeito direto da dragagem de aprofundamento

sobre a fauna, já que apenas a área do setor A está sujeita ao tráfego de grandes

embarcações e, portanto, é onde preferencialmente ocorrem as operações de

aprofundamento do canal.

Uma espécie responsável pelas diferenças nos períodos com e sem dragagem foi

X. kroyeri. No período sujeito a dragagem foi observada uma maior abundância desse

camarão do que no período sem dragagens. Esse incremento em X. kroyeri pode ser um

efeito da maior penetração da cunha salina em 2011 porque, como já visto, esse

camarão é marinho e entra no estuário acompanhando a cunha salina (Castro et al.,

2005). De fato, em alguns meses entre março e junho de 2010 (sem dragagem), foram

observados valores baixos de salinidade média, o que não ocorreu nos anos com

dragagens. A maior salinidade no ano com dragagem pode ter sido uma consequência

de mudanças no padrão de circulação do estuário promovidas pelo aumento na

profundidade, conforme discutido anteriormente.

Ainda em relação às mudanças ocorridas em períodos com e sem dragagens, foi

observado que, em 2011, a abundância de C. danae, principalmente no setor A, foi

mínima. Nesse período e setor ocorreu a dragagem de aprofundamento que pode ter

reduzido a biomassa desta espécie. C. danae dominou o estuário durante praticamente

todo o estudo e, portanto, é aquela espécie mais sujeita a mostrar impactos negativos.

Isso ocorre porque, quando um impacto acontece sobre diversas populações ao mesmo

tempo, aquela com maior número de indivíduos apresentará maior probabilidade de ser

68

atingida. Grandes reduções nessa espécie de Callinectes também foram observadas

analisando os efeitos das enchentes. Dauvin et al. (2010) estudaram a assembleia de

decápodos antes, durante e depois da construção de um porto em um estuário na França.

Os autores observaram que, em geral, houve uma diminuição na biomassa da espécie

dominante e aumento na riqueza durante dragagens. Entretanto, devido às mudanças

hidrológicas que também ocorreram no estuário, os autores concluíram que é difícil

afirmar quais mudanças realmente foram proporcionadas pela construção do porto. De

fato, devido ao grande número de variáveis que atuam sobre a fauna estuarina, é difícil

determinar qual o efeito de um impacto sobre a comunidade (Hughes et al., 2009;

Dauvin et al., 2010). Portanto, analisando os dois períodos contínuos de dragagens

(2009 e 2011), é possível perceber uma redução na abundância em 2011, entretanto

foram observadas grandes abundâncias em 2009, o que deixa dúvidas quanto ao real

impacto proporcionado por essa atividade. Nesse aspecto, torna-se importante a

aquisição de longas séries temporais antes e após os eventos para determinar o que

realmente causou as alterações (Hughes et al., 2009).

A assembleia de decápodos no estuário durante a dragagem de 2011 foi diferente

quando comparada com aquela encontrada no mesmo período dos demais anos de

estudo. Nessa ocasião foi identificada uma grande diminuição na abundância do siri C.

danae, o que não ocorreu com, por exemplo, C. ornatus. É comum que durante uma

perturbação uma espécie seja mais afetada do que outra. Kaiser & Spencer (1996),

analisando o impacto da rede de arrasto sobre a infauna em um estuário no Reino

Unido, constatou que as espécies mais abundantes foram, justamente, aquelas mais

afetadas pelo distúrbio. Assim, mesmo sendo uma espécie bastante tolerante a

variabilidade nos parâmetros ambientais, C. danae parece ser um dos decápodos com

maior susceptibilidade a grandes impactos no baixo-estuário do Itajaí-Açu. Com a

redução da espécie dominante novos nichos podem ser abertos e espécies antes raras

podem se tornar importantes na comunidade. Isso estaria de acordo com a maior

participação de outras famílias e espécies registradas durante os períodos com dragagem

em 201l, quando a abundância de C. danae esteve reduzida. Entretanto, assim que as

condições estiverem adequadas, a espécie mais comum tende a ocupar rapidamente os

espaços disponíveis, como discutido por Pinotti et al. (2011) em seu estudo com a

macrofauna na Lagoa dos Patos, RS.

A fauna bentônica estuarina apresenta elevada resiliência e, apesar dos

potenciais impactos decorrentes das enchentes e dragagens, é esperada uma rápida re-

69

colonização após o distúrbio (Bemvenuti et al., 2005). No entanto, muitos impactos que

atingem os organismos do baixo-estuário do Itajaí-Açu são de origem antrópica e se

acumulam ao longo do tempo o que poderia dificultar a recuperação após eventos de

maior magnitude como as grandes dragagens de aprofundamento ou as enchentes

(Antunes, 2010). Assim, o fato de terem sido observadas baixas abundâncias em 2011

pode ser não apenas efeito apenas da dragagem em si, mas de sucessivos impactos dos

quais a fauna ainda não teve tempo de se recuperar. Com uma elevada frequência de

perturbações a riqueza de espécies tende a ser baixa, de forma que nunca há tempo

suficiente para a comunidade atingir o equilíbrio (Connell, 1978). Em uma situação

oposta, se o tempo entre as perturbações for muito longo, a competição por recursos fará

com que a riqueza diminua novamente. A condição em que deve ser observado o maior

número de espécies é, portanto, quando existirem distúrbios em uma frequência ou

intensidade moderada (Connell, 1978). Diante da variabilidade naturalmente elevada

das suas condições ambientais, das alterações antrópicas promovidas em suas margens,

da promoção de sucessivas dragagens de aprofundamento e também da ocorrência de

enchentes de amplitudes variáveis, incluindo aquelas de proporções catastróficas, é

possível que o estuário do Itajaí-Açu esteja em uma situação sucessional próxima ao

primeiro caso, ou seja, submetido a uma grande frequência de perturbações, inclusive de

grande intensidade, o que explicaria a baixa riqueza de espécies e elevada dominância

observadas tanto para a fauna de decápodos como de peixes.

Por fim, como as enchentes são eventos imprevisíveis, é difícil que sejam

encontradas réplicas durante um estudo. Nesse aspecto, trabalhos envolvendo grandes

escalas temporais podem ser importantes para que os efeitos desses eventos sejam

percebidos. Já em relação às dragagens, por ocorrerem de forma contínua em muitos

estuários, metodologias envolvendo réplicas espaciais e temporais podem ser mais

eficientes na observação do efeito dessa atividade. Dentro do estuário do Itajaí-Açu, por

estar sujeito tanto a enchentes como dragagens, além de forte pressão antrópica nas

margens, uma abordagem como a do presente estudo, envolvendo o máximo de réplicas

temporais possíveis, parece ser a mais adequada visando a obtenção de respostas ainda

mais conclusivas sobre o efeito de tais perturbações sobre as comunidades locais.

70

7. CONCLUSÕES

• A vazão do rio Itajaí-Açu é a principal forçante afetando as variáveis salinidade,

pH e oxigênio dissolvido na água de fundo do estuário.

• A temperatura e a intrusão da cunha salina são os fatores mais relevantes para a

distribuição das espécies de decápodos no local.

• A ocupação das margens do Itajaí-Açu proporciona um diminuição da função

berçário do canal do estuário e, nessas condições, o Saco da Fazenda pode ser

um importante refúgio para algumas espécies. Ainda sim, espécies de

importância econômica são encontradas com frequência no baixo-estuário.

• O baixo-estuário é marcado pela dominância de poucas espécies que conseguem

tolerar as condições adversas desse ecossistema. Ocasionalmente espécies

marinhas ou de águas continentais são observadas no estuário, dependendo

principalmente da intrusão ou expulsão da cunha salina em determinados

setores.

• As enchentes causaram uma grande redução na abundância e biomassa de

crustáceos decápodos no baixo estuário do Itajaí-Açu. Entretanto, a elevada

resiliência desses organismos resultou em rápida recuperação da assembleia três

a quatro meses após o evento ocorrido em novembro de 2008.

• As dragagens podem estar afetando negativamente a fauna estuarina,

principalmente as espécies dominantes, ao mesmo tempo que pode propiciar

maior acesso à espécies marinhas para dentro do canal, mas esses efeitos são

difíceis de confirmar devido a grande quantidade de outros fatores que podem

ter proporcionado as alterações observadas no presente estudo.

71

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