Estrutura de comunidades de macroinvertebrados num gradiente de riachos em diferentes estados de conservação, no sudeste brasileiro
Cristiane M Suga a*, Marcel O Tanaka a
a Departamento de Hidrobiologia (DHb), Universidade Federal de São Carlos, Rodovia Washington Luis, km 235, São Carlos, Brasil. cris.suga@gmail.com
* Autor para correspondência: +55 16 3351 8903. cris.suga@gmail.com Palavras chave: biomonitoramento, córregos, degradação
Título abreviado: Macroinvertebrados num gradiente de conservação
ABSTRACT
Aquatic macroinvertebrates are considered good indicators of water quality, because they react differently to stressors agents. This study aimed to analyze the structure of macroinvertebrate communities in a gradient of degraded streams. We studied six streams, two preserved, two in intermediate situation and two impacted. In each stream, three samples were collected with a Surber sampler, and abiotic variables of the water were measured with a multiparameter probe. In the laboratory, the
macroinvertebrates were sorted and identified until family (mostly) through taxonomic keys. We analyzed 4,162 individuals, belonging to 42 different taxa. In general, there was no pattern in taxon richness and diversity among stream types. Community ordination through Multidimensional Scaling Analysis indicated that the high
abundance of tolerant taxa such as Chironomidae and other Diptera families, present in all sampled streams, reduces the influence of rare and sensitive taxons, increasing the similarity among different streams. The use of qualitative data seems to be more useful
in biomonitoring and more studies about the factors that limit the occurrence of different families can contribute to the use of macroinvertebrates as bioindicators.
RESUMO
Os macroinvertebrados aquáticos são considerados bons indicadores ambientais, pois reagem diferentemente aos agentes estressores. Este trabalho teve como objetivo analisar a estrutura das comunidades de macroinvertebrados num gradiente de
degradação de riachos. Foram selecionados seis córregos, sendo dois mais preservados, dois em estado intermediário e dois impactados. Em cada riacho foram coletadas três amostras com a utilização de Surber com malha de 250 µm e as variáveis abióticas da água foram medidas com uma sonda multiparâmetros. Em laboratório, os
macroinvertebrados foram triados e identificados até família (na maioria) através de chaves taxonômicas. Foram analisados 4162 indivíduos, pertencentes a 42 táxons diferentes. De modo geral, não houve padrão na estrutura das comunidades entre os tipos de córregos. Após análise dos resultados do MDS, pôde-se concluir que a elevada abundância de táxons tolerantes, como a família Chironomidae e outros Diptera, presentes em todos os ambientes amostrados, diminui a influência de táxons raros e sensíveis, fazendo com que os diferentes tipos de riachos pareçam semelhantes entre si.
O uso de dados qualitativos parece ser de maior utilidade no biomonitoramento e uma maior compreensão dos fatores que limitam a ocorrência das diferentes famílias poderá contribuir para o uso de macroinvertebrados como bioindicadores.
INTRODUÇÃO
Durante as últimas décadas, o crescente desenvolvimento humano tem causado muitos impactos ambientais, alterando significativamente os ecossistemas aquáticos. O
desmatamento e o uso inadequado do solo em zonas ripárias, a construção de barragens e represas, a mineração, a introdução de espécies exóticas e a poluição causada pelo lançamento de dejetos e efluentes domésticos e industriais, dentre outras atividades antrópicas, têm como conseqüências a desestruturação do ambiente físico, químico e alterações na dinâmica e estrutura das comunidades biológicas, reduzindo
acentuadamente a biodiversidade aquática (Baptista et al., 2000; Callisto et al., 2001).
Geralmente, as avaliações de impactos ambientais em ecossistemas aquáticos são realizadas através do monitoramento das variáveis físicas e químicas da água, o qual fornece uma identificação imediata das modificações dessas propriedades e a
determinação das concentrações alteradas. Contudo, este método apresenta
desvantagens, como a descontinuidade temporal e espacial das amostragens, obtendo dados momentâneos de uma situação que pode ser altamente dinâmica (Whitfield, 2001). Já os indicadores biológicos refletem a integridade do ecossistema, pois reagem diferenciadamente aos agentes causadores do impacto (Barbour et al., 1999). Dessa forma, fornecem uma indicação mais precisa dos efeitos antrópicos nesses sistemas (Callisto et al., 2001).
Dentre os organismos recomendáveis como bons indicadores biológicos, os macroinvertebrados bentônicos são os mais utilizados por apresentarem diversas características favoráveis: grande diversidade de espécies; longos ciclos de vida e mobilidade relativamente baixa, refletindo padrões temporais e condições locais; são encontrados em abundância na maioria dos habitats aquáticos; reagem a diferentes perturbações ambientais; são fáceis de coletar, envolvendo equipamentos de baixo custo; e são de identificação relativamente simples (Rosenberg & Resh, 1993; Metcalfe- Smith, 1994). Segundo Rosenberg & Resh (1993), os macroinvertebrados bentônicos são os organismos que habitam o substrato de fundo (sedimentos, pedras, galhos,
macrófitas, etc.) dos mananciais aquáticos durante, pelo menos, parte de seu ciclo de vida. São invertebrados que ficam retidos em peneiras com malha de 200 a 500 µm.
No Brasil, os estudos nessa área concentram-se nas regiões sul e sudeste e alguns órgãos ambientais já utilizam os macroinvertebrados nos programas de monitoramento de recursos hídricos, embora ainda faltem conhecimentos sobre a diversidade, taxonomia e ecologia dos macroinvertebrados de regiões tropicais para que sejam utilizados nas demais localidades (Suriano, 2008).
As características físicas do ambiente, como a composição e forma dos canais e zonas ripárias, hidrologia e uso da terra, também são indicadores de qualidade
ambiental, os quais podem influenciar diretamente a composição das comunidades aquáticas e ainda o funcionamento do sistema (Petersen, 1992; Maddock, 1999; Sear &
Newson, 2003). A partir da análise dessas variáveis, podem-se obter modelos com grande previsibilidade das condições dos corpos d’água (Raven et al., 2000; Parsons et al., 2002).
O objetivo deste trabalho foi analisar a estrutura das comunidades de
macroinvertebrados num gradiente de degradação de riachos da bacia do Rio Jacaré- Pepira, estado de São Paulo, para verificar se estas comunidades poderiam ser usadas como bioindicadores destes riachos.
METODOLOGIA
Área de estudo
Este estudo foi realizado na bacia hidrográfica do Rio Jacaré-Pepira, localizada na região central do estado de São Paulo, a qual pertence à bacia do Rio Tietê fazendo parte da Unidade de Gerenciamento de Recursos Hídricos do Tietê-Jacaré (UGRHI-13)
do Estado de São Paulo. Apresenta clima tropical a subtropical em sua extensão, com domínio subtropical nas partes altas das bacias e tropical na foz dos rios, com
temperatura média entre 22 e 25 °C. O inverno é seco, sendo a precipitação mais concentrada de outubro a março (IPT, 1981).
A bacia do Rio Jacaré-Pepira localiza-se entre as coordenadas 21° 55’ e 22° 30’
S, 47° 55’ e 48° 55’ W, tendo uma área de 2612 km² e densidade de drenagem de 0.95 km.km-² (Maier, 1983). O Rio Jacaré-Pepira nasce no município de São Pedro,
aproximadamente 960 m acima do nível do mar; após percorrer cerca de 174 km deságua no Rio Tietê, junto à barragem de Ibitinga a 400 m de altitude.
Amostragem
Foram selecionados seis córregos de primeira e segunda ordem em um gradiente de degradação na região inferior da bacia do Rio Jacaré-Pepira, sendo dois preservados (Bromélia e Orquídea), dois degradados (Irara Branca e Degradado) e dois em situação intermediária (Ribanceira e Ruibarbo); essa classificação prévia foi feita a partir de observações dos riachos (forma do canal e componentes do leito) e de seu entorno (presença de mata ciliar). Para cada um destes córregos foi selecionado um trecho de aproximadamente 100 m, com cerca de 40 vezes o comprimento da largura média de cada trecho (Freund & Petty, 2007). Em cada um destes segmentos, foram realizadas medições da qualidade da água com parâmetros físicos e químicos e coletas das
comunidades de macroinvertebrados. As amostragens foram todas realizadas no período de seca (setembro de 2008).
Para avaliar a qualidade da água, as seguintes variáveis foram medidas com uma sonda multiparâmetros YSI: oxigênio dissolvido, condutividade, pH e total de sólidos dissolvidos. Os macroinvertebrados foram coletados com amostradores tipo Surber com
área de 0.09 m² e malha de 250 µm. Em cada trecho, foram coletadas aleatoriamente três unidades que, somadas, compõem a amostragem total do riacho, correspondendo a uma área de 0.27 m². No laboratório, cada amostra foi triada sobre bandeja branca transluminada, sendo os macroinvertebrados retirados manualmente com a utilização de pinças e pipetas, fixados e preservados em etanol 70 %, e posteriormente identificados até família (em sua maioria) ou outro grupo superior através da utilização de chaves taxonômicas (Calor, 2007; Mariano & Froehlich, 2007; McCafferty, 1981; Souza et al., 2007).
Análise dos dados
A partir dos dados de composição das comunidades de macroinvertebrados amostradas, foi analisada a estrutura das comunidades em relação à abundância total, riqueza de táxons, índice de dominância de Berger-Parker (D= Nmax / NT, onde Nmax = número de indivíduos do táxon mais abundante e NT = número total de indivíduos na amostra) e índice de diversidade de Shannon-Weaver (H’ = -∑ pi log pi, onde pi é a proporção de indivíduos encontrados de cada família) (Magurran, 1988). Estas variáveis foram comparadas entre os córregos utilizando-se Análise de Variância (ANOVA) simples; quando a hipótese nula foi rejeitada, utilizou-se o teste de comparações HSD de Tukey para verificar as diferenças entre os córregos.
Para analisar a composição das comunidades entre diferentes córregos, foi realizada uma análise de Escalonamento Multidimensional (MDS), sobre as matrizes de abundância transformadas para logaritmo para equilibrar a contribuição de táxons raros e dominantes, e também sobre os dados de presença e ausência de táxons, para verificar se a abundância destes influenciava as diferenças entre as comunidades. Foram usados os índices de similaridade de Bray-Curtis e Sorensen, respectivamente, nestas análises.
Para cada uma delas foram feitos testes de similaridade (ANOSIM) de um fator (preservado x intermediário x degradado) com seis réplicas, sendo dois riachos para cada nível de tratamento, usando-se o software Primer 6.0 (Clarke, 1993).
RESULTADOS E DISCUSSÃO
Neste trabalho, as variáveis físicas e químicas da água apresentaram poucas diferenças entre os riachos da bacia do Rio Jacaré-Pepira, com pH variando entre 6.61 e 7.28, oxigênio dissolvido entre 5.21 e 7.14 mg/L, sólidos totais dissolvidos de 17.0 a 44.0 mg/L e condutividade elétrica variando entre 23.0 e 64.0 µS/cm (Tabela 1).
Córregos Variáveis
Bromélia Orquídea Ribanceira Ruibarbo Irara Branca Degradado
pH 6,7 7,3 7,1 6,7 6,6 6,8
OD (%) 68,2 74,4 71,8 87,1 57,2 78,3
OD (mg/L) 6,5 6,5 6,5 7,1 5,2 6,7
STD (mg/L) 17,0 44,0 18,0 32,0 19,0 22,0
Cond. (µS/cm) 23,0 64,0 26,0 49,0 27,0 32,0
Tabela 1. Medidas das variáveis físicas e químicas das águas dos córregos da bacia do Rio Jacaré-Pepira.
Foram coletados 4162 macroinvertebrados nos seis córregos, pertencentes a 42 táxons diferentes, representados principalmente por Insecta, com 34 famílias e 89 % dos espécimes. Desta classe, 65.3 % pertencem à ordem Diptera, 20 % à ordem
Ephemeroptera e 9 % à ordem Coleoptera. Na Tabela 2 estão representadas as abundâncias relativas dos macroinvertebrados encontrados nos riachos estudados.
Táxons Bromélia Orquídea Ribanceira Ruibarbo Irara Branca Degradado Acarina
Hydracarina 1.58 1.08 23.91 0.13
Coleoptera
Curculionidae 0.10 0.26
Dytiscidae 0.39 0.09
Dryopidae 3.15 0.20 0.27
Elmidae 0.20 6.49 11.60 25.94 0.26 1.01
Diptera
Ceratopogonidae 1.58 1.35 0.20 3.21 1.03 0.76
Chironomidae 39.64 29.01 78.41 43.32 34.70 30.72
Culicidae 0.20
Dixidae 0.09 8.48 2.78
Empididae 0.18 0.40 1.34 1.03 0.38
Simuliidae 2.97 1.01 0.53 2.57 51.07
Tabanidae 0.27
Tipulidae 0.20 0.09 0.26 0.25
Ephemeroptera
Baetidae 34.91 6.76 0.10 3.08 7.08
Caenidae 16.37 0.90 1.80
Leptohyphidae 23.24 0.20 0.80 3.34 3.41
Leptophlebiidae 0.72 0.88
Plecoptera
Perlidae 4.68 0.27
Trichoptera
Calamoceratidae 0.27
Helicopsychidae 0.18
Hydrobiosidae 0.61
Hydropsychidae 2.97 0.10 0.53 2.83 0.13
Hydroptilidae 0.53 0.51
Leptoceridae 0.09 1.87
Odontoceridae 1.38 0.27
Polycentropodidae 0.18
Odonata
Gomphidae 0.99 0.36 0.61 1.07 0.13
Libellulidae 2.06
Calopterygidae 0.80 1.03
Coenagrionidae 1.38 0.09 1.80
Mollusca
Bivalvia 0.20 6.13 5.05 7.22 4.11 0.38
Crustacea
Ostracoda 3.78 3.08
Anellida
Oligochaeta 0.59 3.87 1.01 11.23 0.26 0.38
Outros 0.4 1.26 0.13 0.53 3.6 0.13
Tabela 2. Abundâncias relativas (%) dos macroinvertebrados bentônicos encontrados em cada riacho estudado na bacia do Rio Jacaré-Pepira.
A ordem Diptera teve maiores proporções nos riachos Ribanceira e Degradado, contribuindo com mais de 80 % do total de espécimes coletados nestes. A família mais representativa em todos os riachos foi Chironomidae, com exceção do Degradado, onde a família predominante foi Simuliidae. Segundo Trivinho-Strixino & Strixino (2005), os quironomídeos são encontrados em diferentes tipos de habitats, apresentando espécies
com diversas adaptações morfológicas e ecológicas, que fazem deles um dos mais abundantes grupos de insetos aquáticos de água doce. Por outro lado, representantes da família Simuliidae podem ser influenciadas pela destruição da mata ciliar e o uso e a ocupação do solo, como atividades agrícolas e industriais, além do despejo de resíduos domésticos, os quais aumentam a concentração de matéria orgânica na água propiciando a proliferação desses insetos (Strieder et al., 2006).
Depois de Chironomidae (44.0 %) e de Simuliidae (11.0 %), as famílias mais representativas nas amostras foram Baetidae (7.7 %) e Leptohyphidae (7.3 %), da ordem Ephemeroptera, e Elmidae (7.0 %), da ordem Coleoptera. Indivíduos da ordem Ephemeroptera foram bem representativos nos córregos preservados Bromélia e
Orquídea, correspondendo a aproximadamente 51 % e 32 % da fauna encontrada nestes, com menores valores nos riachos degradados. As ordens Ephemeroptera, Plecoptera e Trichoptera (EPT) são consideradas bons indicadores ambientais por possuírem espécies altamente sensíveis à poluição (Brown, 1997), e foram encontrados principalmente no riacho Orquídea, que apresenta grande diversidade de substratos como areia, lodo, cascalhos e blocos, além de folhiço e troncos submersos provenientes de sua mata ciliar preservada. Os coleópteros Elmidae foram abundantes principalmente nos riachos Ruibarbo, Ribanceira e Orquídea e, segundo Coffman et al. (1971), vivem em ambientes de água corrente com processo erosivo, sob rochas, entre vegetação submersa ou ainda, substrato arenoso.
Resultados de MDS a partir dos dados de abundância apontou diferença
significativa entre os tipos de córregos (ANOSIM: R = 0.436, p = 0.001). A composição dos riachos intermediários diferiu dos preservados (R = 0.433, p = 0.006) e degradados (R = 0.704, p = 0.002). Entretanto, córregos preservados e degradados não apresentaram diferença entre sua composição faunística (R = 0.163, p = 0.119). A análise de MDS
com os dados de presença ou ausência indicou diferença significativa entre os córregos (R = 0.44, p = 0.001), mas com padrão distinto. Neste caso, os córregos preservados foram significativamente diferentes dos intermediários (R = 0.484, p = 0.002) e dos degradados (R = 0.283, p = 0.032), com diferenças também entre córregos
intermediários e degradados (R = 0.566, p = 0.002). Estes resultados permitem concluir que a elevada abundância de táxons tolerantes, presentes em todos os ambientes
amostrados como a família Chironomidae e outros Diptera, diminui a influência de táxons raros e sensíveis, fazendo com que os diferentes tipos de córregos pareçam semelhantes entre si. Os resultados de MDS estão representados na Figura 1.
Figura 1. Resultados da análise de escalonamento multidimensional (MDS)
comparando as comunidades de macroinvertebrados bentônicos em riachos preservados, intermediários e degradados da bacia do Rio Jacaré-Pepira: a- dados de abundância; b- dados de presença ou ausência.
Não foram verificadas diferenças significativas entre os córregos para a riqueza de táxons (F5,12= 2.099, p= 0.136) nem para a abundância total (F5,12= 0.834, p= 0.55).
A dominância (F5,12= 10.609, p= 0) foi significativamente maior no córrego Ribanceira, intermediária no Bromélia, e menores valores tiveram os demais córregos, enquanto o índice de diversidade de Shannon-Weaver (F5,12= 18.02, p= 0) mostrou um padrão inverso, com menor diversidade no Ribanceira e maiores valores nos riachos Orquídea e Irara Branca. A menor diversidade no córrego Ribanceira deve-se ao menor número de táxons encontrado dentre os seis riachos, e à alta dominância de Chironomidae (78.4
%). A alta diversidade observada tanto em córregos preservados como degradados deve- se, provavelmente, à heterogeneidade de substratos em seus leitos, que proporciona vários microhabitats para o estabelecimento dessas comunidades. A mata ciliar extensa com vegetação bastante diversificada e sem alteração antrópica do córrego Orquídea é o fator determinante dessa variedade de substratos. No caso do riacho Irara Branca, os trechos mais profundos e largos devido às regiões de brejo, sugerem maior
disponibilidade de área e heterogeneidade espacial, possibilitando a ocorrência de maior riqueza de táxons (McCabe & Gotelli, 2000). Além disso, ocorre grande quantidade de macrófitas no local, que servem de recurso para as comunidades de macroinvertebrados de forma semelhante ao folhiço e fragmentos vegetais derivados da mata ripária.
O córrego Ribanceira foi categorizado inicialmente como riacho em estado intermediário de conservação mas, apesar de apresentar mata ciliar, o córrego é bem encaixado, com margens altas e bem erodidas, e diversos sinais de assoreamento.
Entretanto, as análises bióticas indicaram características de degradação (baixa
diversidade e alta dominância de alguns táxons), o que seria esperado para os córregos
Irara Branca e Degradado. Já os riachos Bromélia, Ruibarbo e Degradado apresentaram similaridade na estrutura das comunidades de macroinvertebrados. Esses córregos encontram-se em áreas com diferentes níveis de impacto que certamente influenciam na dinâmica ecológica das comunidades. Mais estudos nesses riachos devem ser realizados para verificar os fatores responsáveis pela distribuição dos macroinvertebrados.
CONCLUSÕES
A elevada abundância de táxons tolerantes diminui a influência de táxons raros e sensíveis, fazendo com que os diferentes tipos de córregos pareçam semelhantes entre si. Dessa forma, o uso de dados qualitativos parece ser de maior utilidade no
biomonitoramento e uma maior compreensão dos fatores que limitam a ocorrência das diferentes famílias poderá contribuir para o uso de macroinvertebrados como
bioindicadores.
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AGRADECIMENTOS
Ao CNPq pelo apoio financeiro;
A Marcel Okamoto Tanaka pela orientação.
