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ii
Diego Rodrigues Macedo
Influências ambientais em múltiplas escalas
espaciais sobre assembleias aquáticas no Cerrado
Tese apresentada ao Programa de Pós-Graduação em Ecologia, Conservação e Manejo de Vida Silvestre do Instituto de Ciências Biológicas da Universidade Federal de Minas Gerais, como requisito parcial à obtenção do título de Doutor em Ecologia, Conservação e Manejo de Vida Silvestre.
Orientador: Prof. Dr. Marcos Callisto (UFMG)
Co-orientador: Prof. Dr. Robert Mason Hughes (OSU)
iii
iv
Instituições
Financiamento
v
vi
AGRADECIMENTOS
Ao fim destes quatro anos tenho que agradecer a vários colegas e amigos, pois sem o seu apoio esta tese nunca seria concluída.
Em primeiro lugar, tenho que agradecer ao meu orientador, professor Marcos Callisto por ter me convidado a participar deste grande projeto de pesquisa. Apesar de minha formação na Geografia (ou talvez por causa da minha formação...) ele me inseriu na Ecologia, o que me fez crescer como pesquisador, ampliando os meus horizontes. Uma tese é uma relação de confiança mutua, e nestes quatros anos sempre tivemos uma relação respeitosa e tranquila. Posso afirmar que o Marcos soube orientar o Diego, e o Diego soube ser orientado pelo Marcos.
Tenho também que agradecer a todos os meus colegas e amigos de laboratório, com os quais aprendi muito sobre fundamentos em Ecologia e Macroinvertebrados Bentônicos. Os meus colegas que estão comigo desde o início desta caminhada (e até mesmo muito antes do doutorado!!!) merecem um obrigado especial: Wander, Juju, Taynan, Rapha, Aninha, Deborah, Kele, Diegão.
Meu co-orientador, o professor da Oregon State University Bob Hughes, apesar da atual distância, foi uma das pessoas mais importantes na construção desta tese. Eu aprendi e continuo aprendendo muito com ele, pois além de ser um grande pesquisador, é um Great Guy!!!
Às esquipes parceiras da UFLA, PUC-Minas e CEFET, que participaram deste projeto de pesquisa. Estes quatro anos de coletas, viagens, congressos foram essenciais neste trabalho. Especial agradecimento aos professores Paulo Pompeu e Gilmar Santos, e as “meninas” Ciça, Bárbara, Nara e Miriam.
Dentro deste projeto devo destacar e agradecer a colaboração do Carlos Bernardo (Cacá) e do Phil Kaufmann. O Cacá inclusive já ganhou o seu Oscar de Best Manager, pois realmente seu apoio foi fundamental, começando pelo Black
Label em Nova Ponte, passando pelo Stopover em Los Angeles e Miami e sem
vii
principalmente pelo apoio científico e suas explicações que começavam no Big-Bang...
Quero também agradecer aos colegas americanos da United States Environmental Protection Agency que nos auxiliaram nesta pesquisa: Tony Olsen,
Phil Larsen, Curt Seeliger e Mark Webber.
Ao apoio financeiro da Cemig, através do Programa Peixe-Vivo, e também à Fundep, em especial à Renata Ferreira, que geriu muito bem a nossa “grana”.
Ao Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística, principalmente aos meus superiores Maria Antônia, Luiz Otávio e Fabiana Fábrega, pois sempre me deram apoio, autorizando horários especiais, viagens e a cursar as disciplinas do PG-ECMVS.
viii
SUMÁRIO
INTRODUÇÃO ... 1
Objetivos ... 4
Objetivo Geral ... 4
Objetivos Específicos ... 4
Justificativa ... 4
Organização da Tese, Perguntas e Hipóteses ... 5
Bases Conceituais ... 7
Ecologia da Paisagem e Escalas Espaciais ... 7
Paisagem, Pressões Antrópicas e Habitats Físicos ... 10
Diversidade de Assembleias Biológicas e Biomonitoramento ... 12
Rede de Amostragem Espacialmente Balanceada no Diagnóstico Ambiental de Bacias Hidrográficas ... 14
Materiais e Métodos ... 14
Desenho Amostral ... 14
Reconhecimento e definição dos pontos de coleta... 20
Definição do trecho de amostragem ... 21
Avaliação de Habitats Físicos ... 22
Dimensões do Canal ... 22
Gradiente Longitudinal e Sinuosidade ... 25
Substrato ... 26
Abrigos para assembleias aquáticas ... 27
Densidade do dossel ... 28
Condições da vegetação ripária e alterações antropogênicas ... 29
Tipos de fluxos ... 31
Mensuração de parâmetros físicos e químicos na coluna d’água ... 31
Coleta de Macroinvertebrados Bentônicos ... 32
Coleta de Peixes ... 33
Levantamento de Aspectos Geodinâmicos ... 34
Levantamento de Pressões Antrópicas ... 37
ix
Fisionomias Mapeadas ... 38
Savana Florestada ... 38
Savana Gramíneo-Lenhosa ... 38
Savana Parque ... 39
Áreas úmidas ... 39
Áreas antrópicas ... 40
Outras influencias antrópicas ... 40
Referências Bibliográficas ... 40
CAPÍTULO 1. USO DE PARÂMETROS BIOLÓGICOS E DE HABITATS FÍSICOS PARA A AVALIAÇÃO AMBIENTAL DE BACIAS NO DO SUDESTE DO BRASIL ... 51
1. Introdução ... 51
2. Material e Métodos ... 52
3. Definição da Rede de Coleta ... 53
4. Avaliação do uso do solo nas áreas de entorno ... 54
5. Metodologias de amostragem em campo ... 55
6. Resultados Preliminares ... 57
7. Potencialidades da ferramenta IBI para conservação da biodiversidade em rios e reservatórios no Cerrado mineiro ... 58
Agradecimentos... 58
CAPÍTULO 2. DESENHO AMOSTRAL ESPACIALMENTE BALANCEADO NA AVALIAÇÃO AMBIENTAL DE UMA BACIA HIDROGRÁFICA NO CERRADO MINEIRO ... 59
Resumo ... 59
1. Introdução ... 59
2. Material e Métodos ... 60
3. Resultados e Discussão ... 62
4. Conclusões ... 65
Agradecimentos... 65
x
CAPÍTULO 3. THE RELATIVE INFLUENCE OF CATCHMENT AND SITE VARIABLES ON FISH AND MACROINVERTEBRATE RICHNESS IN
CERRADO BIOME STREAMS ... 68
Abstract ... 68
1. Introduction ... 69
2. Methods ... 71
2.1. Study Areas ... 71
2.2. Site Selection ... 72
2.3. Natural Landscape Variables ... 73
2.4. Land Use and Cover Variables ... 73
2.5. Site Habitat Variables ... 74
2.6. Benthic Macroinvertebrate Sampling ... 75
2.7. Fish Sampling ... 76
2.8. Data Analyses ... 76
3. Results ... 77
3.1. Relationships between Environmental Variables and Assemblage Richness ... 81
3.2. Multiple Linear Regression (MLR) Models ... 82
3.3. Partial Linear Regression Models ... 84
4. Discussion ... 87
4.1. Relationships between natural landscape variables and assemblage richness ... 88
4.2. Relationships between land use and cover and assemblage richness ... 89
4.3. Relationships between site habitat and assemblage richness ... 89
4.4. Relative influence of natural landscape, land use and cover, and site habitat models .... 91
5. Conclusions ... 93
Acknowledgements ... 93
Appendix A. Supplementary table ... 94
References ... 94
CAPÍTULO 4. DEVELOPMENT OF A BENTHIC MACROINVERTEBRATE MULTIMETRIC INDEX FOR CERRADO HEADWATER STREAMS ... 103
Abstract ... 103
Highlights ... 103
xi
2. Material and Methods ... 106
2.1. Study Area ... 106
2.2. Site selection ... 107
2.3. Data collection ... 107
2.3.1. Local-scale anthropogenic stressors ... 107
2.3.2. Catchment scale anthropogenic stressors ... 108
2.3.3. Identifying least- and most-disturbed sites ... 109
2.3.4. Benthic macroinvertebrate assessment ... 109
2.4. MMI development ... 110
2.4.1. Initial Biological Metrics ... 110
2.4.2. Metric screening ... 111
2.4.3. Final MMI calculation ... 111
2.4.4. Final MMI choice ... 112
2.5. MMI Performance ... 112
3. Results ... 113
3.1. Anthropogenic stressor variables ... 113
3.2. Reference condition sites ... 114
3.3. MMI development ... 115
3.4. MMI Performance ... 117
4. Discussion ... 120
4.1. MMI Effectiveness ... 120
4.2. MMI Biological Components ... 121
4.3. Influences of Site and Catchment Scales on MMI ... 123
4.4. Management Alternatives ... 125
Acknowledgements ... 126
Appendix A. Supplementary table ... 126
References ... 126
CAPÍTULO 5. DESENVOLVIMENTO E VALIDAÇÃO DE INDICE DE VULNERABILIDADE AMBIENTAL (IVA) PARA BACIAS DE RESERVATORIOS HIDRELÉTRICOS NO CERRADO ... 135
Resumo ... 135
1. Introdução ... 136
xii
2.1. Área de estudo ... 140
2.2. Índice de Vulnerabilidade Ambiental (IVA) ... 141
2.2.1. Aquisição dos dados de paisagem natural ... 141
2.2.2. Aquisição dos dados de pressões antrópicas ... 141
2.2.3. Desenvolvimento do Índice de Vulnerabilidade Ambiental ... 142
2.2.3.1. Padronização ... 142
2.2.3.2. Construção dos pesos para cada fator ... 143
2.2.3.3. Consistência da matriz de julgamento ... 144
2.2.3.4. Cálculo do Índice de Vulnerabilidade Ambiental (IVA) ... 145
2.2.4. Teste de eficiência do IVA ... 145
2.2.4.1. Métricas de substrato ... 145
2.2.4.2. IVA x Métricas de substrato ... 146
2.2.5 Expansão do IVA ... 146
3. Resultados... 147
3.1. Levantamento dos fatores ambientais e métricas de substrato... 147
3.2. Correlação entre o IVA e as métricas de substrato ... 149
3.3. Expansão do IVA para toda a área de estudo ... 149
4. Discussão ... 151
4.1. Abordagem metodológica ... 151
4.2. Degradação ambiental e potencial perda de serviços ecossistêmicos ... 153
4.3. Manejo e gerenciamento ambiental em bacias de reservatórios hidrelétricos ... 154
Agradecimentos... 155
Referencias ... 155
CONCLUSÕES ... 161
PERSPECTIVAS FUTURAS ... 163
xiii
RESUMO
A análise dos aspectos geodinâmicos, pressões antrópicas e habitats físicos auxilia no entendimento de assembleias aquáticas e a desenvolver estratégias para a gestão de recursos hídricos. O objetivo desta tese foi avaliar as influencias de múltiplas escalas ambientais sobre as assembleias de macroinvertebrados bentônicos e peixes em duas bacias hidrográficas de empreendimentos hidrelétricos no Cerrado: Nova Ponte (bacia do alto rio Araguari) e Três Marias (bacia do alto rio São Francisco). Os procedimentos metodológicos foram baseados na experiência da Agencia de Proteção Ambiental dos Estados Unidos (US-EPA) e contemplaram: (1) utilização de desenho amostral espacialmente balanceado; (2) rigorosa avaliação dos habitats físicos fluviais através de protocolos de campo; (3) amostragem biológica através de esforço amostral estatisticamente satisfatório; (4) avaliação ecológica agregada através de análises de dados ambientais em múltiplas escalas. Os resultados desta tese mostraram que os fatores geodinâmicos, pressões antrópicas e estruturação de habitats físicos influenciam a riqueza de macroinvertebrados bentônicos e peixes e que um gradiente de pressões antrópicas é acompanhado por um gradiente de integridade biótica nas assembleias de macroinvertebrados bentônicos. Também foi observado que a avaliação dos fatores geodinâmicos e pressões antrópicas influenciam a dinâmica de sedimentos. Por ser uma abordagem simples, de baixo custo e de rápida execução em campo, a resposta da metodologia empregada pode ser utilizada como suporte para tomadores de decisões em projetos de reabilitação e restauração de habitats em bacias impactadas por empreendimentos hidrelétricos.
Palavras-chave: Ecologia da Paisagem, Bioindicadores, Sistemas Informativos
xiv
ABSTRACT
Data analyses of geodynamic aspects, anthropogenic pressures and physical habitats help to understand aquatic assemblage patterns and to develop strategies for water resources management. The aim of this thesis was to evaluate environmental influences on benthic macroinvertebrates and fish assemblages at multiple spatial scales in two watersheds in the Cerrado Biome: one located above the hydropower reservoir of Nova Ponte (Upper Araguari river basin) and the other located above the hydropower reservoir of Três Marias (Upper São Francisco river basin). The methodological procedures were based on the protocols developed by the United States Environmental Protection Agency (US-EPA) and included: (1) spatially balanced sampling design survey, (2) stream physical habitat assessments, (3) biological assessments, (4) ecological assessment through aggregate analysis of environmental data at multiple scales. We showed through our results that the geodynamic factors, anthropogenic pressures and physical habitat structure influence both benthic macroinvertebrates and fish assemblages. Moreover, an anthropogenic stressor gradient influences the biotic integrity of benthic macroinvertebrate assemblages. It was also noted that the assessment of geodynamic factors and anthropogenic pressures influence sediment dynamics. Because it is an approach of relatively low cost, simple understanding and rapid implementation in the field, the applied methodology can be used as a support for decision makers in rehabilitation projects and habitat restoration in watersheds impacted by hydroelectric projects.
Keywords: Landscape Ecology, Bioindicators, Geographical Information System,
1
INTRODUÇÃO
Ecossistemas aquáticos continentais são os ambientes mais ameaçados do mundo (Dudgeon et al., 2006) com taxas de extinção superiores aos ambientes terrestres (Sala et al., 2000). Sofrem diretamente o impacto de atividades humanas com maior intensidade em relação aos ambientes terrestres, pois toda a influência das atividades antrópicas irão afetar o fluxo de matéria e de energia, e impactar diretamente os corpos d’água (Karr, 1998). Estudos sobre a qualidade dos ambientes fluviais vêm, cada vez mais, atribuindo maior importância à inter-relação de fatores ambientais como clima, geologia, hidrologia, geomorfologia, qualidade da água e diversidade de hábitats físicos, integrados à investigação da estrutura e composição de assembleias biológicas (Maddock, 1999; Allan, 2004). O entendimento de que os padrões ambientais em várias escalas de análise dentro de uma bacia hidrográfica afetam diretamente a estrutura das comunidades biológicas (Hynes, 1975; Vannote et al., 1980) é recorrente em estudos sobre a integridade de ambientes fluviais, nas últimas décadas (Lammert & Allan, 1999; Sponseller et al., 2001; Allan, 2004). Entretanto, como estas interações sofrem influências nas escalas regionais, bacia hidrográfica, zona ripária, trecho e microhabitat, os resultados das interações entre ambiente e a biota aquática são diversos (Allan, 2004).
2
Sperling, 2012), ressaltando a importância do estudo e conservação de bacias hidrográficas de empreendimentos hidrelétricos.
Este estudo foi desenvolvido em wadeable streams, riachos de 1ª-3ª ordem em duas bacias hidrográficas localizadas no bioma Cerrado: alto curso do rio Araguari (figura 1-a) e alto curso do rio São Francisco (figura 1-b). Os trechos estudados foram demarcados a montante de reservatórios hidrelétricos (Nova Ponte e Três Marias, respectivamente).
Figura 1. Localização dos locais amostradas na bacia do alto rio Araguari (A) e do alto rio São Francisco (B).
3
setembro (15-55 mm) e chuvosa entre outubro e abril (100-300 mm) com o total pluviométrico anual em torno de 1570 mm (Brazil, 1992).
A bacia do rio São Francisco é a maior bacia hidrográfica que drena exclusivamente terras brasileiras, cobrindo cerca de 631.100 km2, ou 7,4 % do território nacional. Suas cabeceiras também localizam-se no Parque Nacional da Serra da Canastra e, após 2700 km, deságuam no oceano atlântico (CETEC, 1983). Esta bacia é usualmente dividida em quatro seções: alto, central, sub-central e baixo. O alto curso da bacia do rio São Francisco localiza-se na região central do estado de Minas Gerais, entre suas cabeceiras e o município de Pirapora, após a represa de Três Marias (CETEC, 1983). Suas altitudes variam entre 520 e 1300 metros, com duas estações bem definidas: estação seca entre maio e setembro (10-40 mm) e chuvosa entre outubro e abril (100-270 mm) com o total pluviométrico anual em torno de 1250 mm (Brazil, 1992).
4
Objetivos
Objetivo Geral
Avaliar a influência dos fatores ambientais em múltiplas escalas espaciais na diversidade de assembleias aquáticas em bacias hidrográficas de empreendimentos hidrelétricos localizadas no Cerrado.
Objetivos Específicos
• Identificar e quantificar a influência de fatores ambientais sobre a riqueza de macroinvertebrados bentônicos e peixes em bacias hidrográficas no Cerrado;
• Criar um índice multimétrico a partir das assembleias de macroinvertebrados bentônicos (MMI) capaz de diagnosticar a integridade biótica em bacias hidrográficas no Cerrado;
• Criar um índice de vulnerabilidade ambiental (IVA) para auxiliar no gerenciamento ambiental de bacias de reservatórios hidrelétricos no Cerrado.
Justificativa
5
incompatibilidades entre estes usos e propor ações na direção de encontrar melhores soluções para a gestão racional dos recursos hídricos (Richter et al., 2003).
O desenvolvimento e utilização de ferramentas adequadas para caracterização, diagnóstico, monitoramento, detecção de impactos e restauração de ambientes aquáticos permite estabelecer programas adequados de conservação da biodiversidade (Hughes & Peck, 2008). Desta forma, ambientes de diversos biomas, como o Cerrado, foco do presente estudo, poderão se beneficiar de ações e políticas publicas para a sua conservação.
Apesar dos padrões espaciais das assembleias aquáticas serem bem estudados ao redor do mundo (p.ex. Vinson & Hawkins, 1998; Beauchard et al., 2003; Clarke et al., 2008; Oberdorff et al., 2011), são ainda pouco estudados no Cerrado, pois neste bioma, as pesquisa tem sido focadas em anfíbios (Diniz-Filho et al., 2005), pássaros (Rangel et al., 2006; Blamires et al., 2008; Melo et al., 2009) e mamíferos (Rangel et al., 2006; Melo et al., 2009), havendo ainda uma lacuna a ser preenchida no estudo de assembleias aquáticas. Além disso, o Cerrado é o bioma no qual atualmente se localiza a principal matriz hidroenergética do Brasil (Brasil, 2008), e esta atividade exerce grande pressão sobre os recursos naturais (von Sperling, 2012).
Organização da Tese, Perguntas e Hipóteses
6
O capítulo 3 intitulado “The Relative Influence of Catchment and Site Variables on Fish and Macroinvertebrate Richness in Cerrado Biome Streams”
está em revisão na revista Landscape Ecology. Este capítulo foi elaborado para responder às seguintes perguntas:
• As características da paisagem natural, pressões antrópicas e habitats físicos influenciam a riqueza de macroinvertebrados bentônicos e peixes?
• Que escala espacial é capaz de melhor explicar a riqueza de
macroinvertebrados bentônicos e peixes?
A resposta para estas perguntas foram suportadas através da formulação de duas hipóteses:
• A variabilidade da paisagem natural, pressões antrópicas e habitats físicos é capaz de influenciar a riqueza de macroinvertebrados bentônicos e peixes;
• A variabilidade da paisagem natural contribui para explicar a maior riqueza de macroinvertebrados bentônicos e peixes;
O capítulo 4 cujo título é “Development of a Benthic Macroinvertebrate Multimetric Index for Cerrado Headwater Streams” será submetido à revista
Ecological Indicators e se propõe a responder a pergunta:
• Um gradiente de pressões antrópicas determinará um gradiente na integridade biótica?
Para esta pergunta foram formuladas duas hipóteses:
7
• Pequenas bacias hidrográficas são mais susceptíveis a eventos estocásticos, o que interfere na relação entre um gradiente de pressões antrópicas e integridade biótica.
Por fim, o capítulo 5 com o título em português “Desenvolvimento e validação de Índice de Vulnerabilidade Ambiental – IVA – para bacias de reservatórios no Cerrado” será futuramente submetido à revista Ambio e pretende responder a pergunta:
• Através da análise conjunta entre aspectos geodinâmicos e pressões antrópicas, é possível perceber o impacto na dinâmica de sedimento nos cursos d’agua e mapear as áreas de maior risco em relação ao assoreamento de reservatórios?
Esta pergunta foi suportada pela seguinte hipótese:
• Os aspectos geodinâmicos proporcionam predisposição aos processos erosivos, e estes podem ser potencializados ou atenuados pela dinâmica de uso e ocupação do solo em uma bacia hidrográfica.
Bases Conceituais
Ecologia da Paisagem e Escalas Espaciais
8
ambientais em ampla escala, no desenvolvimento de conceitos ecológicos focados nas escalas espaciais e temporais e ao crescente desenvolvimento das geotecnologias (Turner et al., 2001).
Atualmente, vários estudos utilizam a abordagem da Ecologia da Paisagem para avaliar padrões espaciais da paisagem e disponibilidade de recursos às assembleias biológicas (O’Neill et al., 1988), padrões espaciais em múltiplas escalas hierárquicas e diversidade biológica (Cushman & McGarigal, 2002; Marzin et al., 2012b), contexto espacial na distribuição da biodiversidade (Melo et al., 2009; Ashcroft et al., 2012), fragmentação e padrões de vegetação e diversidade biológica (Metzger, 2000; McGarigal & Cushman, 2002; Zimbres et al., 2012) e no planejamento ambiental (Herrmann et al., 2011). Em outras palavras, a Ecologia da Paisagem oferece conceitos, teorias e métodos que revelam a importância dos padrões espaciais na dinâmica e interações biológicas e dos ecossistemas (Turner et al., 2001).
Os ecossistemas aquáticos continentais são os ambientes mais ameaçados do planeta (Dudgeon et al., 2006), com taxas de extinção de espécies superiores aos ambientes terrestres (Sala et al., 2000). Sofrem diretamente com o impacto de atividades antrópicas com maior intensidade aos ambientes terrestres, pois toda influência das atividades antrópicas afeta os fluxos de matéria e de energia, impactando diretamente os corpos d’água (Karr, 1998). Neste sentido, as interações entre os ecossistemas terrestres e aquáticos são dos campos mais estudados na Ecologia da Paisagem (Turner et al., 2001).
9
elementos em várias escalas de análises dentro de uma bacia hidrográfica afetam diretamente a estrutura das comunidades biológicas (Hynes, 1975; Vannote et al., 1980; Tonn, 1990). Contudo, como estas interações sofrem influências em múltiplas escalas espaciais (Frissell et al., 1986), como por exemplo, bioma, ecorregião, bacia hidrográfica, zona ripária, trecho e micro-habitat, deve-se considerar que os efeitos de covariância podem dificultar o entendimento das interações entre estas escalas e as assembleias aquáticas (Allan, 2004).
10
Figura 2. Organização hierárquica e interações interescalares dos elementos da paisagem. A seta indica a influência de cada fator ambiental sobre o nível hierárquico inferior.
Paisagem, Pressões Antrópicas e Habitats Físicos
As abordagens em escala regional e de bacia podem ajudar a desenvolver alternativas mais variadas e sustentáveis para a gestão ambiental, principalmente em relação à degradação devido às atividades antrópicas (Omernik et al., 2011). Dessa maneira, os estudos sobre as inter-relações entre paisagem e integridade biótica consideram fatores regionais como geologia, solo, clima e vegetação (Johnson et al., 2003; Kaufmann & Hughes, 2006).
11
1999; Herringshaw et al., 2011; Ligeiro et al., 2013) ou diversidade de Shannon (Wang et al., 2001; Herringshaw et al., 2011). Outros estudos propõem relacionar o distúrbio antrópico a índices multimétricos construídos a partir de indicadores biológicos, pois estes integram as respostas de vários componentes das assembleias residentes (p.ex. riqueza, composição, grupos tróficos, dominância, etc.) em uma resposta simples, porém acurada (Karr, 1981, 1998; Hughes et al., 1998). Entretanto, os resultados encontrados são controversos pois, enquanto alguns estudos apontam correlação positiva de áreas com florestas nativas (Sponseller et al., 2001; Shandas & Alberti, 2009) e de pastagem (Pinto et al., 2006) sobre a integridade biótica, outros destacam correlação negativa entre as áreas agrícolas (Wang et al., 1997; Hrodey et al., 2009) e urbanas (Morley & Karr, 2002).
Os habitats físicos, mesmo sendo estruturados a partir dos aspectos geodinâmicos e pressões antrópicas, são considerados como os principais fatores que influenciam a estrutura e composição de assembleias aquáticas (Hynes, 1975; Vannote et al., 1980; Frissell et al., 1986; Allan, 2004). Em um sentido mais amplo, os habitats físicos são todo tipo de atributo que influencia ou provê a sustentabilidade aos organismos dentro de um corpo d’água (Kaufmann et al., 1999). Estes autores também consideram um termo operacional utilizado por ecólogos de riachos e refere-se aos atributos estruturais, geralmente excluindo-se os parâmetros físicos e químicos da coluna d’água. Assim, os habitats físicos são determinados pelas interações das características estruturais do canal fluvial e do regime hidrológico, principalmente sobre as características do substrato ou da cobertura ripária (Maddock, 1999; Clifford et al., 2006). Entretanto, macrófitas aquáticas, algas filamentosas, troncos e raízes também são avaliados (Kaufmann et al., 1999).
12
Devido aos habitats físicos estruturarem-se a partir de fatores ambientais através de múltiplas escalas, é difícil entender a importância de vários níveis sobre as assembleias aquáticas (Frissell et al., 1986; Allan, 2004). Todavia, novas possibilidades analíticas foram criadas através da crescente disponibilidade de mapas digitais, variáveis de paisagem (p.ex. mapas geológicos e climáticos) e o aumento do processamento dos programas estatísticos. Desta maneira, várias combinações destas variáveis vêm sendo utilizadas para explicar padrões biológicos, como riqueza, abundancia e diversidade a partir de múltiplas escalas espaciais, biomas e ecorregiões (Wang et al. 2006; Sály et al. 2011; Marzin et al. 2012b).
Diversidade de Assembleias Biológicas e Biomonitoramento
A riqueza é a medida mais comum de diversidade e identificar os padrões de riqueza e pressões em várias escalas espaciais é essencial para reduzir a perda de biodiversidade, pois pode-se utilizá-la como indicador de resistência e resiliência aos distúrbios, simplificação de hábitats e associá-la à integridade biótica (Hughes & Noss, 1992; Vinson & Hawkins, 1998). Apesar de fácil mensuração e por trazer uma resposta simples e de fácil compreensão, a riqueza é uma mensuração susceptível tanto ao método quanto ao esforço de amostragem, além de possuir um baixo controle sobres aspectos sazonais e temporais (Melo, 2008). Assim, há outras alternativas para a mensuração da diversidade (Magurran, 2004) como a padronização da riqueza pela quantidade de indivíduos (p.ex. Índice de Margalef) ou índices de diversidade que consideram a abundância relativa de cada espécie na amostra (p.ex. Índice de Shannon ou Simpson). Além destes, em estudos de conservação, pode-se
incorporar índices baseados em atributos tróficos ou funcionais (Ricotta, 2005).
13
ambiente (Rosenberg & Resh, 1993). A utilização do biomonitoramento é mais eficiente às medidas instantâneas de parâmetros físicos e químicos na coluna d’água. O monitoramento tradicional através destes parâmetros tem sido substituído por avaliações que englobam as características biológicas do sistema (Thompson et al., 2008). Atualmente indicadores biológicos são utilizados no monitoramento ambiental em escala continental nos Estados Unidos (Whittier et al., 2007) e na União Europeia (Hering et al., 2006), ilustrando o seu potencial para programas de monitoramento em um país de dimensões continentais como o Brasil. Para tal, deve-se ainda aprimorar o marco legal, pois enquanto na Europa e EUA o biomonitoramento é obrigatório (Ruaro & Gubiani, 2013), no Brasil é apenas opcional na avaliação da qualidade dos corpos d’água (Brasil, 2005).
14
Rede de Amostragem Espacialmente Balanceada no Diagnóstico Ambiental de Bacias Hidrográficas
Avaliações ambientais em bacias hidrográficas devem considerar amostragens a fim de avaliar padrões de distribuição de espécies e relações com parâmetros físicos e químicos, considerando limitações como tempo de amostragem e processamento, recursos humanos e financeiros. Os objetos destes estudos são tipicamente identificados por sua localização geográfica, ao contrário de pesquisas clássicas de amostragem nas quais a variável “espaço” não é contemplada (Stevens & Olsen, 2004; Theobald et al., 2007). Neste contexto, a amostragem espacialmente balanceada, construída através de probabilidades, é capaz de selecionar amostras que de fato reflitam o padrão espacial da área de estudo (Theobald et al., 2007).
Durante muitos anos os levantamentos ambientais utilizaram amostras tendenciosas, sem critério espacial, procurando amostrar ambientes pré-definidos, ou de melhor acesso, excluindo outras importantes áreas (Larsen et al., 2008). Em regiões tropicais, o problema do viés espacial na rede de amostragem é ainda mais grave do que em regiões temperadas, pois a biodiversidade tropical, apesar de ser maior, ainda é menos conhecida (Dudgeon et al., 2006). Atualmente, a abordagem de amostragem espacial é utilizada tanto em escala nacional quanto regional nos EUA (Olsen & Peck, 2008), porém, no Brasil é uma abordagem ainda recente (ver Macedo et al., 2012; Ligeiro et al., 2013), predominando redes de amostragem tendenciosas ou com áreas mais densamente amostradas que outras (p.ex. Bozzetti & Schulz, 2004; Pinto et al., 2006, 2009; Moreno et al., 2009).
Materiais e Métodos
Desenho Amostral
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amostral mestra (Master Sample) e, sobre esta, selecionar através de um algoritmo de seleção espacialmente balanceado um ranking que hierarquiza toda a rede de drenagem na bacia hidrográfica a montante de cada reservatório estudado. O calculo deste ranking é descrito em Stevens & Olsen (2004).
O foco deste estudo foram riachos cuja profundidade permita a movimentação de um homem de estatura mediana, ou “wadable streams” – riachos vagueáveis (Kaufmann et al., 1999). Desta forma, antes de proceder ao sorteio espacialmente balanceado dos pontos de amostragem foi necessário atribuir o sistema de hierarquização de canais proposto por Strahler (1953). ao banco de dados da rede de drenagem na escala 1:100.000, pois admite-se que nesta escala, tributários de baixa ordem (1ª, 2ª e 3ª) são “wadable streams” (Kaufmann et al., 1999). Esta proposta de hierarquização dos canais fluviais consiste em classificará-los utilizando o modelo de árvore hierárquica: quando dois tributários de ordem igual encontram-se, formam um segmento de ordem superior; quando dois tributários de ordem distinta se encontram, forma-se um tributário de ordem igual ao de maior valor (Figura 3). Para determinar a ordem da rede de drenagem, utilizou-se o software Hydroflow (Ramos & Silveira, 2008).
Figura 3. Diagrama que exemplifica a hierarquia dos canais fluviais segundo Strahler (1953). Fonte: http://www.usace.army.mil.
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conectados: se um rio é afluente de outro, o afluente deve ter sua extremidade conectada a jusante (Figura 4); rios muito largos ou lagos, que geralmente são representados por linhas em cada margem, devem possuir apenas um vetor central (Figura 5). Para realizar a consistência da topologia utilizou-se o ArcGis Desktop. Após a correção topológica, a rede de drenagem foi hierarquizada
através do Hydroflow (Figura 6).
(A) (B)
Figura 4. Correção topológica da rede de drenagem no caso de segmentos não conectados. (A) O mesmo segmento é representado por linhas de cores distintas. (B) O círculo vermelho mostra o local onde a linha azul deve interceptar a linha amarela para seccioná-la em dois segmentos distintos. Fonte: Gleyzer et al. (2004).
(A) (B) (C)
Figura 5. Correção topológica da rede de drenagem no caso de margens de rios largos ou lagos. (A) Representação de lagos e rios largos geralmente em mapas impressos. (B) Uma rede topologicamente incorreta, onde ambas as margens de um rio ou lago são representadas. (C). Uma rede topologicamente correta, onde apenas o eixo da drenagem é representado. Fonte: Gleyzer et al. (2004).
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Figura 6. Mapeamento da ordem dos canais fluvias para a bacia do reservatório de Nova Ponte, trecho da bacia do alto rio Araguari.
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Figura 7. Programação elaborada para o sorteio espacialmente balanceado da rede de amostragem para a bacia do reservatório de Três Marias, trecho da bacia do alto rio São Francisco.
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Figura 8. Rede de amostragem Master Sample (~17.000 pontos) para a bacia de Nova Ponte, trecho da bacia do alto rio Araguari.
Como o alvo desta pesquisa foram os riachos “wadeable” (Kaufmann et al., 1999), primeiramente excluíram-se todos os afluentes com o valor igual ou superior à 4ª ordem , na escala utilizada (1:100.000). O segundo procedimento foi a exclusão de todos os pontos distantes a mais de 35 km da borda do reservatório, devido à capacidade de dispersão da ictiofauna (Hitt & Angermeier, 2008). Por último, duas redes de amostragem distintas foram criadas, nas quais 14 pontos foram selecionados em rios de 1ª ordem e 13 pontos em rios de 2ª e 3ª ordem. A primeira rede amostral, denominada Sample Sites, é constituída dos pontos válidos melhor ranqueados através da
metodologia descrita por Stevens & Olsen (2004), e neste caso é a rede primária. Entretanto, alguns dos pontos propostos podem não ser acessíveis e, neste caso, foram descartados. Consequentemente, um novo ponto foi determinado a partir da segunda rede amostral, denominada de Overdraw Sites, respeitando a categoria do ponto a ser substituído (1ª, 2ª ou 3ª ordem de
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Figura 9. Rede amostral Sample Sites e Overdraw Sites definidas para a bacia do reservatório de Nova Ponte, trecho da bacia do alto rio Araguari.
Reconhecimento e definição dos pontos de coleta
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Figura 10. Rota traçada no Google Earth para chegar ao ponto TMMS-0056, bacia do reservatório de Três Marias, trecho da bacia do alto rio São Francisco.
Após o reconhecimento, constatou-se que praticamente todos os cursos d’água de primeira ordem possuíam fluxo d’água intermitente, devido às condições hidrológicas na região, pois as amostragens foram realizadas na época de seca, em setembro. Além disso, alguns pontos não tinham acesso devido à falta de estradas. Assim, seguindo a hierarquia elencada na Master Sample, novos pontos foram visitados. Como um dos objetivos foi avaliar a
integridade biótica, era necessário garantir amostragens em locais minimamente e severamente alterados (Whittier et al., 2007) e neste caso, alguns pontos de amostragem foram escolhidos em locais preservados (p.ex. reserva de Galheiros) e impactados (p.ex. áreas urbanas). A rede final amostrada nesta pesquisa foi apresentada na Figura 1.
Definição do trecho de amostragem
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transversais, foram avaliadas as características dos habitats físicos e coletadas amostras de sedimento para identificação de macroinvertebrados bentônicos e, entre os transectos, mais características de habitats físicos e coleta de peixes. Nas seções a montante (K), foram coletadas amostras de água para análise de qualidade.
Figura 11. Esquema dos transectos amostrados em cada trecho de curso d’água estudado. Adaptado de Peck et al. (2006).
Avaliação de Habitats Físicos
A avaliação dos habitats físicos foi realizada através da metodologia proposta por Peck et al. (2006). Os principais parâmetros avaliados foram: dimensões do canal, gradiente longitudinal e sinuosidade, tipo de substrato, diversidade de nichos, vegetação ripária, interações entre o entorno e a estrutura do canal e alterações antropogênicas.
Dimensões do Canal
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das cheias (Figura 13), ângulos das margens (Figura 14) e a incisão do canal (Figura 15).
Figura 12. Mensuração da largura molhada, treinamento em riacho na bacia do reservatório de Nova Ponte, trecho da bacia do alto rio Araguari, setembro de 2009.
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Figura 14. Medição do ângulo das margens, treinamento em riacho na bacia do reservatório de Nova Ponte, trecho da bacia do alto rio Araguari, setembro de 2009.
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Gradiente Longitudinal e Sinuosidade
O gradiente longitudinal foi mensurado como o desnível entre cada transecto (A-K) em um dado riacho, e foi mensurado com o auxílio de um clinômetro e uma baliza (Figura 16). A sinuosidade do canal é o ângulo do canal em relação ao norte, e é mensurado com o auxílio de uma bússola (Figura 17).
Figura 16. Esquema da medição da declividade do trecho. Adaptado de Peck et al. (2006).
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Substrato
O tipo de substrato foi avaliado pelo tamanho das partículas encontrado em cada trecho, seguindo a metodologia de Peck et al. (2006). As mensurações foram executadas em cinco pontos (0%, 25%, 50%, 75% e 100% da largura molhada) em cada transecto principal e intermediário (Figura 18). As classes mensuradas foram: rocha (> 4000 mm), matacão (> 250 a 4000 mm), bloco (> 64 a 250 mm), cascalho grosso (> 16 a 64 mm), cascalho fino (> 2 a 16 mm), areia (> 0.06 a 2 mm) e finos (< 0.06 mm) (Figura 19).
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Figura 19. Esquema ilustrativo do tamanho do substrato. Foto: P.R. Kaufmann.
Abrigos para assembleias aquáticas
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Figura 20. Exemplo de abrigos amostrados na bacia do reservatório de Nova Ponte, trecho da bacia do alto rio Araguari.
Densidade do dossel
A cobertura do dossel sobre o canal é avaliada através de um densiômetro. Este aparelho consiste em um espelho côncavo no qual é mensurado o reflexo da vegetação ripária em seis posições dentro do canal: margens esquerda e direita, centro do canal a montante, a jusante, na esquerda e na direita (Figura 21).
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Condições da vegetação ripária e alterações antropogênicas
Foi realizada a avaliação visual das condições da vegetação ripária e alterações antrópicas considerando uma área de 10 x 10 metros a partir de cada margem (Figura 22). Esta avaliação visual teve como objetivo quantificar o porte da vegetação ripária (> 5 metros, entre 0,5 e 0,5 m e < 0,5 metros) o tipo da vegetação de entorno (arbóreo, arbustivo ou herbáceo; Figura 23). Além disto, foram avaliadas as alterações humanas no canal fluvial: canais artificiais, diques, construções, estradas, canos, lixo, pastagem, agricultura e mineração (Figura 24).
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Figura 23. Avaliação visual da qualidade da vegetação na zona ripária, coleta em riacho na bacia do reservatório de Nova Ponte, trecho da bacia do alto rio Araguari, setembro de 2009.
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Tipos de fluxos
No perfil do talvegue, entre cada transecto, foram identificados os tipos de fluxo de água: piscina, fluxo lento, corredeiras, rápidos e cascatas segundo Peck et al. (2006; Figura 25).
Figura 25. Tipos de fluxo, coleta em riacho na bacia do reservatório de Três Marias, trecho da bacia do alto rio São Francisco, setembro de 2009.
Mensuração de parâmetros físicos e químicos na coluna d’água
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Figura 26. Demonstração da aferição em campo com a sonda multiparâmetro, bacia do reservatório de Nova Ponte, trecho da bacia do alto rio Araguari, setembro de 2009.
Coleta de Macroinvertebrados Bentônicos
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Figura 27. Coleta de sedimentos para a avaliação dos macroinvertebrados bentônicos, setembro de 2009, bacia do reservatório de Nova Ponte, trecho da bacia do alto rio Araguari.
Em laboratório as amostras foram novamente lavadas, com o intuito de retirar o excesso de material particulado grosso. Posteriormente os organismos foram triados em bandeja e identificados em microscópio estereoscópico sob o aumento de 32X. A identificação foi realizada ao nível de família, exceto para Annelida, Mollusca e Aracnida, com o auxílio de chaves de identificação (Pérez, 1988; Merritt & Cummins, 1996; Fernández & Domínguez, 2001; Mugnai et al., 2010).
Coleta de Peixes
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Figura 28. Amostragem dos peixes em campo, na bacia do reservatório de Três Marias, trecho da bacia do alto rio São Francisco, setembro de 2010.
Em laboratório, os peixes foram identificados taxonomicamente em nível de espécies. Para tal foram utilizadas chaves de identificação da ictiofauna nas bacias dos rios Paraná e São Francisco (Britski et al., 1988; Graça & Pavanelli, 2007).
Levantamento de Aspectos Geodinâmicos
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Figura 29. Espacialização da precipitação anual média na bacia na bacia do reservatório de Nova Ponte, trecho da bacia do alto rio Araguari.
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Figura 30. Altimetria na bacia do reservatório de Três Marias, trecho da bacia do alto rio São Francisco.
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Levantamento de Pressões Antrópicas
Mapeamento do uso e ocupação do solo
O mapeamento do uso e cobertura foi elaborado apenas para as sub-bacias de drenagem a montante dos 80 trechos amostrados. Desta forma, é possível executar um mapeamento bem acurado, utilizando interpretação manual das imagens em uma área total relativamente restrita.
Para classificar o uso e ocupação do solo utilizou-se a interpretação manual de imagens de alta resolução, em conjunto com imagens multiespectrais do sensor TM presente do satélite Landsat (Figura 32). Este procedimento foi o mais adequado, pois por um lado as imagens de alta resolução trazem com bastante clareza a forma e a textura dos elementos, e por outro, as imagens Landsat apresentam resposta espectrais distintas para os alvos, possibilitando uma alta acuidade para o mapeamento.
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Fisionomias Mapeadas
Neste estudo foram mapeadas quatro fisionomias de cobertura vegetal (IBGE, 1991): Savana Florestada, Savana Gramíneo-Lenhosa, Savana Parque e Áreas Úmidas; e quatro usos antrópicos: áreas agrícolas, pastagens, reflorestamento e áreas urbanas.
Savana Florestada
Fisionomia Florestal com dossel superior de 4 m (no caso de floresta de altitude sobre solos rasos ou litólicos) a 25 m de altura (em solos mais profundos), com arvores emergentes chegando a 40 m e sub-bosque denso. Deciduidade intermediária (20-70%) da massa foliar do dossel na época fria/seca (Scolforo & Carvalho, 2006).
O conceito ecológico deste tipo de vegetação está condicionado pela dupla estacionalidade climática: uma tropical, com época de intensas chuvas de verão seguidas por estiagens acentuadas; e outra subtropical, sem período seco, mas com seca fisiológica provocada pelo intenso frio de inverno, com temperaturas médias inferiores a 15°C (IBGE, 1991).
Savana Gramíneo-Lenhosa
Caracteriza-se pela presença de árvores baixas, inclinadas, tortuosas, com ramificações irregulares e retorcidas. Os arbustos e subarbustos encontram-se espalhados, com algumas espécies apresentando órgãos subterrâneos perenes (xilopódios), que permitem a rebrota após queima ou corte. Na época chuvosa as camadas subarbustiva e herbácea tornam-se exuberantes, devido ao seu rápido crescimento (Ribeiro & Walter, 2008). Os vários estratos de cerrado foram agrupados, desde fisionomias herbáceas, arbustivas e arbóreas.
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crescimento dos vegetais) de muitas espécies são protegidas por densa quantidade de pelos. As folhas em geral são rígidas e com consistência de couro. Esses caracteres indicam adaptação às condições de seca (xeromorfismo). Todavia é bem relatado na literatura que as árvores não sofrem restrição de água durante a estação seca, pelo menos aquelas espécies que possuem raízes profundas (Ribeiro & Walter, 2008).
Savana Parque
Subgrupo de formação natural que se apresentam uma ampla variação fisionômica, compreendendo desde elevados (campos propriamente ditos) até maciços arbustivos e florestas de baixa estatura. As espécies apresentam adaptações morfológicas e fisiológicas a períodos de baixa temperaturas, déficit hídrico e excesso hídrico (Scolforo & Carvalho, 2006). Nesta categoria foram agrupadas tanto as formações rupestres, associadas ao substrato quartizítico, quanto as vegetações de altitude associadas aos terrenos granítico-gnáissicos.
Áreas úmidas
Estão incluídas nessa fisionomia as veredas, campos úmidos e brejos. Por estarem associadas às nascentes ou aos cursos d’água, as áreas úmidas geralmente são incluídas nas Áreas de Preservação Permanentes, definidas na legislação ambiental (Brasil, 2012).
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plana de solos aluviais, dispostos ao longo de cursos d’água (Scolforo & Carvalho, 2006).
Áreas antrópicas
Neste caso foram mapeadas as áreas urbanas, pastagens (plantadas ou não), reflorestamento e as áreas agrícolas indiscriminadamente.
Outras influencias antrópicas
Para melhor caracterizar a presença/influência humana na área de estudo, foram mensuradas as distâncias entre cada ponto de amostragem e os centros urbanos e rodovias pavimentadas, além da densidade de estradas em cada bacia. Também foi utilizada a localização espacial de cada domicilio no entorno da área de estudo, disponibilizada pelo Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística, através dos resultados do Censo Demográfico Brasileiro de 2010 (IBGE, 2011). A estes pontos foi executado dois tratamentos distintos: foi calculado a densidade de domicílios (dom/m2) na sub-bacia de cada ponto de coleta e a densidade espacial obtida através do interpolador espacial do tipo Kernel, com distância de até 10 km entre domicílios (Johnston et al., 2001).
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