UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO GRANDE DO NORTE CENTRO DE BIOCIÊNCIAS
DEPARTAMENTO DE ECOLOGIA
NATHÁLIA NAPOLE DE OLIVEIRA
EFEITOS DA USINA HIDRELÉTRICA BELO MONTE SOBRE AS ASSEMBLEIAS DE PEIXES
NATAL/RN NOVEMBRO, 2019
NATHÁLIA NAPOLE DE OLIVEIRA
EFEITOS DA USINA HIDRELÉTRICA BELO MONTE SOBRE AS ASSEMBLEIAS DE PEIXES
Monografia apresentada ao Departamento de Ecologia, da Universidade Federal do Rio Grande do Norte, como requisito para obtenção do título de Bacharel em Ecologia.
ORIENTADORA: PROFª. DRª. PRISCILA FABIANA MACEDO LOPES CO-ORIENTADOR: PROF. DR. ADRIANO CALIMAN FERREIRA DA SILVA
NATAL 2019
NATHÁLIA NAPOLE DE OLIVEIRA
EFEITOS DA USINA HIDRELÉTRICA BELO MONTE SOBRE AS ASSEMBLEIAS DE PEIXES
Monografia apresentada ao Departamento de Ecologia, da Universidade Federal do Rio Grande do Norte, como requisito para obtenção do título de Bacharel em Ecologia.
Natal, 22 de novembro de 2019
BANCA AVALIADORA
_______________________________________ Profa. Dra. Priscila Fabiana Macedo Lopes
Departamento de Ecologia - UFRN
_______________________________________ Prof. Dr. José Luiz de Attayde
Departamento de Ecologia - UFRN
_______________________________________ Prof. Dr. Rosemberg Fernandes de Menezes
Dedico aos povos amazônicos que lutam para nos mostrar o óbvio.
AGRADECIMENTOS
À minha família pelo carinho e apoio nessa jornada, em especial a minha mãe e meus irmãos Pedro e Vinicius, por sempre acreditarem em mim e terem sido parte fundamental para a realização do sonho da graduação.
À minha companheira, Larissa Dias, por toda calma, amor, companheirismo e dedicação ao longo destes dois anos.
À minha orientadora, a profa. Dra. Priscila F. M. Lopes, pala compreensão, paciência, carinho, pelo conhecimento compartilhado ao longo de sua orientação e principalmente pelo convite em trabalhar com a Amazônia.
Ao meu co-orientador, prof. Dr. Adriano Caliman, pela paciência, conselhos e por todo tempo que dedicou a me ajudar para realização deste trabalho.
Aos meus seis filhos, Jerome, Valentina, Hanna, Megg, Kyra e Bruce por todos os momentos de carinho, por me darem amor incondicional e serem a alegria dos meus dias.
Aos meus amigos, Marcelle, Geovanna, Júlia, Cássia, Valéria, Rayane, Luan, Thomaz e Ariston pelo companheirismo durante esses quatro anos de graduação, apoio nos momentos mais difíceis e por todos os momentos e consequentes histórias maravilhosas que tivemos nessa dura jornada.
Aos colegas de DECOL, Felipe, Milena e Mery pela compreensão e disponibilidade em me ajudar neste trabalho. E a todos os professores que fizeram parte deste sonho.
RESUMO
As hidrelétricas constituem uma das maiores fontes de energia atual, bem como provedora de impensáveis impactos ambientais. Desta forma, compreendendo o alto nível de impacto da Usina Hidrelétrica Belo Monte, em escala temporal e espacial, sobre o rio Xingu e as assembleias de peixes residentes, este estudo, utilizando dados de pesca, objetivou-se avaliar os impactos nas assembleias de peixes antes e após o início do funcionamento da usina. Dividimos as regiões de pesca para corresponder a trechos que poderiam sofrer impactos distintos da UHE Belo Monte em reservatório, trecho de vazão reduzida (TVR), trechos a montante e a jusante, e dois trechos controle (a maiores distâncias à jusante a à montante, respectivamente). Para fins de comparação, foram optados os anos de 2014 (pré-funcionamento da UHE) e 2018 (com a usina em funcionamento). Temos com hipótese, portanto, que o funcionamento da UHE Belo Monte modificou as assembleias de peixes do Rio Xingu, através de a) alterações na riqueza de grupos de espécies entre os trechos após o funcionamento das primeiras turbinas e b) alterações na composição das assembleias e das guildas tróficas de peixes. Para responder a estes questionamentos, foram utilizadas análises de rarefação e confecção de curvas de rarefação para a riqueza de grupos de espécies a partir da biomassa pescada. Além disso, foi aplicado Índice de Bray-Curtis, para comparação par-a-par de cada mês dos dois períodos, tanto para as comunidades totais, quanto para as assembleias de cada guilda trófica. O reservatório foi o trecho que mais apontou mudanças na riqueza de grupos de espécies e mudanças na composição das assembleias. Seguido por ele temos o TVR, o de Influência Indireta e o Canal de Fuga. Desta forma, conclui-se que houve aumento de riqueza de grupos espécies no ano de 2018 e alterações significativas na composição das assembleias. Palavras-Chaves: Energia; Ictiofauna; Impactos Ambientais; Rio Xingu; Socio Ecologia.
ABSTRACT
Hydropower is one of the largest sources of energy today, as well as providing unthinkable environmental impacts. Thus, understanding the high impact level of Belo Monte Hydroelectric Power Plant, in temporal and spatial scale, on the Xingu River and the resident fish assemblies, this study, using fishing data, aimed to evaluate the impacts on the fish assemblies. before and after the start of operation of the plant. We divided the fishing regions to correspond to stretches that could suffer distinct impacts from Belo Monte HPP in reservoir, reduced flow section (TVR), upstream and downstream stretches, and two control stretches (longer distances downstream upstream, respectively). For comparison purposes, 2014 (pre-operation of the HPP) and 2018 (with the plant in operation) were chosen. It is hypothesized, therefore, that the operation of the Belo Monte HPP has changed the Xingu River fish assemblages through a) changes in species richness between sections after the operation of the first turbines and b) changes in assemblage composition and of trophic fish guilds. To answer these questions, rarefaction analyzes and rarefaction curves analysis were used for the richness of species groups from the fished biomass. In addition, the Bray-Curtis Index was applied for peer-to-peer comparison of each month of the two periods for both the total communities and the assemblies of each trophic guild. The reservoir was the stretch that most indicated changes in species group richness and changes in assemblage composition. Followed by it we have the TVR, the Indirect Influence and the Escape Channel. Thus, it was concluded that there was an increase in species group richness in 2018 and significant changes in assemblage composition.
LISTA DE FIGURAS
Figura 1 – Curvas de Rarefação das Comunidades Totais...23
Figura 2 – Curvas de Rarefação dos Carnívoros...25
Figura 3 – Curvas de Rarefação dos Herbívoros...27
Figura 4 – Curvas de Rarefação dos Onívoros...28
LISTA DE TABELAS
Tabela 1. Organização dos dados por região de influência da UHE Belo Monte...19
LISTA DE ABREVIAÇÕES
IBAMA – Instituto Brasileiro do Meio Ambiente e dos Recursos Naturais Renováveis ISA – Instituto Socioambiental
TVR –Trecho de Vazão Reduzida UHE – Usina Hidrelétrica
SUMÁRIO
1. INTRODUÇÃO ... 13
2. MATERIAIS E MÉTODOS ... 16
2.1 Área de Estudo... 16
2.2 Obtenção dos Dados ... 18
2.3 Análise dos Dados ... 19
2.3.1 Riqueza de Espécies ...19
2.3.2 Composição das Assembleias ...20
3. RESULTADOS ... 20
3.1 Riqueza de Espécies ... 20
3.2 Composição das Assembleias... 28
4. DISCUSSÃO ... 29
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1. INTRODUÇÃO
A construção e o funcionamento de Usinas Hidrelétricas exercem impactos negativos sobre assembleias de peixes em seus mais variados níveis. Considerando este fato, temos que o aumento populacional humano, o qual requer cada vez mais bens e serviços dos sistemas naturais (Zarfl et al., 2014), acompanhado por mudanças nos padrões de consumo da população global (UNEP - United Nations Environments Programs, 2018), aumentam as demandas de produção energética, principalmente as de cunho hidrelétrico. Tal método tem sido propagandeado como fonte de geração de energia limpa, em contraposição às fontes fósseis (Fearnside 2006).
Países com riquezas hídricas, como o Brasil, produzem cerca de 80% de sua energia através de usinas hidrelétricas - UHE (The World Bank, 2014), o que demonstra grande dependência deste recurso. Atualmente, o Brasil possui 217 UHEs em operação (ANEEL, 2019). Destas, cerca de 7% estão localizadas na Amazônia e >30 são planejadas, na última fronteira com grande potencial de barramento ainda restante no país (CBIE, 2019; Fearnside, 2016).
UHEs causam impactos ecológicos e socioeconômicos desde o início de sua construção, que se alastram por décadas ou enquanto perdurar o seu funcionamento (Halwass et al., 2013). Cada projeto, de acordo com suas características, possui impactos sócio ecológicos particulares (Vanclay, 2002), mas certamente não estão restritos à região do barramento, podendo se estender por centenas de quilômetros à jusante e mesmo à montante do reservatório (Vanclay, 2002; Agostinho et al., 2008; Halwass et al., 2013). Dentre os muitos impactos socio ecológicos causados por hidrelétricas, destacam-se os impactos na pesca, que incluem desde o deslocamento de pescadores para áreas menos propícias, até alterações na riqueza e abundância das espécies capturadas, afetando a segurança alimentar, a renda e o modo de vida destas populações (Santos et al., 2018; Halwass et al., 2013).
Estoques pesqueiros podem decair significativamente com a instalação de uma barragem por múltiplos fatores. Por exemplo, barragens pode impedir o fluxo migratório de espécies como os bagres (Santos et al., 2018). Em outros casos, estuários podem ser afetados por hidrelétricas a montantes devido às modificações no transporte de sedimentos dos rios amazônicos, responsáveis por fertilizar os ecossistemas, determinando assim as espécies ocorrentes e a abundância das mesmas (Latrubesse et al.,2017). Além disso, barragens modificam os hábitats existentes, especialmente na região de reservatório ou em trechos de
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mudança do fluxo natural de água (Agostinho et al., 2007b). Em geral, antes da construção da UHE, muitas destas áreas podiam ou apresentar declividades que se alternavam entre trechos de cachoeiras com corredeiras, ou conter trechos profundos com formação de ilhas aluviais em vários pontos (Tundisi e Matsumura-Tundisi, 2003; Agostinho et al., 2007b). Com a UHE, há a inundação destas áreas, criando ambientes com características lênticas (reservatórios), ou canais parcialmente secos com fluxo reduzido, embora veloz. Há assim alterações na hidrologia, limnologia e nas dinâmicas ecológicas locais (Tundisi e Matsumura-Tundisi, 2003). O resultado destas alterações é claramente sentido na região diretamente impactada, com modificações da pesca e interrupção de atividades que envolvem o consumo da água, como irrigação de pequenas lavouras e suprimento público (Souza-Cruz-Buenaga et al., 2018). Os impactos ecológicos também são inúmeros, como aumento da turbidez da água, aterramento das praias e igarapés, o constante movimento de embarcações e luminosidade, além da extinção de locais de reprodução e alimentação da fauna (ISA, 2015).
Apesar de muitos destes impactos ecológicos serem bem reconhecidos, há ainda perturbações específicas nos variados pontos de uma UHE que são pouco estudadas, em especial aquelas voltadas ao entendimento das assembleias ictiológicas (Santos, 2009). Quando consideramos o represamento à montante, por exemplo, pode-se observar um menor fluxo de água na região a jusante da UHE, este fluxo é tido como um dos principais agentes na manutenção destes ecossistemas (Agostinho et al., 2008). Além disso, se por um lado modificações temporais e espaciais bloqueiam as rotas de migração dos peixes, por outro retêm sedimentos e nutrientes que afetam a turbidez da água e impõe limitações à produção biológica (Agostinho et al., 2008).
Belo Monte se destaca entre as outras UHEs brasileiras por ser o maior empreendimento de grande porte 100% nacional, considerada atualmente como a terceira maior hidrelétrica do mundo (Shimako e Rossi, 2018). A mesma, localiza-se numa região de alta relevância ecológica, conhecida como a Volta Grande do Xingu, região de características paisagísticas únicas, tais como seus canais de fluxo rápido, que correm sobre rochas (Sawakuchi et al., 2015). A relação entre suas características morfológicas e seu regime hidrológico formam um meio rico em biodiversidade, composto por inúmeras espécies endêmicas, destacando-a dentro da bacia Amazônica (Camargo et al., 2004).
Entretanto, as mesmas características biofísicas que tornam essa região rica em biodiversidade, tornaram-na atraente para a instalação de empreendimentos hidrelétricos. Assim, em funcionamento parcial desde 2016, a UHE Belo Monte foi e continua a ser objeto
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de críticas e discussões acerca do trade-off entre o desenvolvimento e geração de energia e os impactos socioambientais (Fleury e Almeida, 2013; Sawakuchi et al., 2015; Sabaj Pérez, 2015). Desde a instalação de seu canteiro de obras em 2011, a UHE Belo Monte foi rechaçada pelas ameaças que representa aos povos originários e ribeirinhos que ocupam a região e pelos seus impactos ambientais, causados por modificações químicas, físicas e biológicas das águas do Rio Xingu (Petts, 1984; Souza-Cruz-Buenaga et al., 2018). Belo Monte é ainda um feito inédito na história das hidrelétricas brasileiras, por manter um trecho de vazão reduzida que se estende por centenas de quilômetros, embora apresente um reservatório proporcionalmente menor (Brasil, 2008). Estas características tornam os impactos ecológicos decorrentes deste tipo de empreendimento ainda não totalmente compreendidos.
Dentre estes impactos, destacam-se aqueles causados em mudanças na composição ictiológica (Agostinho et al., 2007b; Fitzgerald et al., 2018), os quais têm consequências também sociais em função da dependência humana local da pesca, afetando modos de vida, renda e segurança alimentar. Em geral, sabe-se que as primeiras modificações físicas, químicas, geomorfológicas e hidrológicas, espaciais e temporais, causadas por UHEs, são seguidas por modificações na estrutura e dinâmica dos produtores primários. Estes, por sua vez, levam a maiores modificações nas comunidades de consumidores, além das modificações nos fluxos que interferem na dinâmica de produção e fragmentação dos habitats utilizados por peixes. Logo, temos que os distúrbios causados pela barragem determinam a reorganização das assembleias de peixes ao novo ambiente (Lima et al., 2018). No caso da UHE Belo Monte, sabe-se que a composição das assembleias se altera entre os períodos de seca e cheia do rio (Fitzgerald et al., 2018). Entretanto, a falta de estudos após o início do funcionamento, impede inferirmos em qual estágio de sucessão de impactos o ambiente se encontra e tampouco as modificações possivelmente ocorridas na composição da ictiofauna.
Neste contexto, utilizando dados da pesca em diversos trechos da região afetada direta ou indiretamente pela UHE Belo Monte, avaliamos o impacto nas assembleias de peixe, antes e após o início do funcionamento de suas turbinas. Tradicionalmente, estudos de diversidade e estruturas de comunidades são realizados a partir de amostragens ictiológicas (Agostinho et al., 2007b). No entanto, aqui optamos por uma abordagem distinta, utilizando informações provenientes da pesca local por proverem uma cobertura espacial e temporal mais ampla (Silva Júnior et al., 2017; Sells et al., 2018), uma vez que não foram realizadas coletas controladas (esforço, método de captura, locais de amostragem, entre outros). Neste caso específico, dividimos as regiões de pesca para corresponder a trechos que poderiam sofrer impactos
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distintos da UHE Belo Monte em reservatório, trecho de vazão reduzida (TVR), trechos a montante e a jusante, e dois trechos controle (a maiores distâncias à jusante a à montante, respectivamente). Optamos ainda pela comparação dos períodos de 2014 (dois anos antes da ligação da primeira turbina) e 2018 (dois anos após o início do funcionamento da UHE). A partir desta organização espaço-temporal e do que já se encontra nas literaturas utilizadas ao longo deste trabalho temos com hipótese que o funcionamento da UHE Belo Monte modificaram as assembleias de peixes do Rio Xingu, através de a) alterações na riqueza de grupos de espécies entre os trechos após o funcionamento das primeiras turbinas e b) alterações na composição das comunidades e das guildas tróficas de peixes.
Modificações na riqueza e composição de espécies são esperadas em função das modificações no fluxo de nutrientes e alterações físicas, especialmente em áreas de reservatório (Agostinho et al., 2007; Bunn e Arthington, 2002; Latrubesse et al., 2017). Espera-se, por exemplo, que haja aumento da riqueza de espécies logo após a formação do reservatório (diversidade α), visto que esta região acaba incorporando diversos habitats, devido a sua extensão (Agostinho et al., 2008). Espécies reofílicas e migratórias tendem a ser especialmente afetadas por necessitarem de diferentes tipos de habitats para completar seus ciclos de vida (Agostinho et al., 2008), enquanto outras são viáveis apenas em se mantendo padrões de conectividade latitudinal e longitudinal (Bunn e Arthington, 2002).
Entender as consequências de UHEs em ambientes amazônicos tem consequências diretas para a conservação e manejo dos rios, podendo influenciar a tomada de decisão futura em relação à instalação de novos empreendimentos (Santos, 2009). Neste caso específico, trata-se ainda de um estudo ecológico que pode trata-ser diretamente relacionado a possíveis impactos socioeconômicos, uma vez que se baseia em dados de pesca. Em relação à Belo Monte, entender os impactos, apontar diferenças regionais nos mesmos e possíveis embasamentos teóricos sobre uma usina de características ainda únicas poderá não apenas auxiliar de modo imediato os órgãos ambientais, mas promover reflexões e ações que considerem estes impactos e suas interações na construção de projetos similares desta magnitude.
2. MATERIAIS E MÉTODOS
2.1 Área de Estudo
A Bacia Amazônica compreende um dos maiores sistemas fluviais do mundo, com cerca de 7.008.370 km² (Brasil, 2012). Dentro desta vasta região encontra-se o Rio Xingu, um afluente da margem direita do Rio Amazonas com mais de 500.000 km de área de drenagem e
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águas predominantemente claras e transparentes (Brasil, 2012; Sioli, 1985). Dentre seus pontos mais importantes tem-se três curvas de 90° que compõem a complexa Volta Grande do Xingu, considerada única entre os rios tropicais de larga escala (Sawakuch et al., 2015) e onde se situa a Usina Hidrelétrica (UHE) de Belo Monte (3°7'40"S, 51°46'33"W).
Criada sob a prerrogativa governamental do desenvolvimento econômico e social brasileiro (Brasil, 2011b), a UHE Belo Monte possui características específicas que teoricamente visam a minimização dos impactos ambientais. Dentre estas, destaca-se o regime de fio d’água, em que, segundo a Resolução Normativa nº 425/11 da Agência Nacional de Energia Elétrica – ANEEL (Brasil, 2011c), a usina se utiliza de um pequeno reservatório de acumulação diária ou semanal, ou ainda, “utiliza-se de forma direta da vazão afluente do aproveitamento”. Assim, a UHE Belo Monte, que conta com uma área de reservatório em torno de 520 Km² (Brasil, 2011a), tem suas turbinas acionadas particularmente pelas vazões afluentes às casas de força, uma vez que seu reservatório não possui capacidade para acumulação (Brasil, 2008). O Reservatório Principal, também chamado de “Reservatório do Xingu”, compreende 382 Km², com cerca de seis dias de residência da água (EIA, 2008).
Além do reservatório principal, o empreendimento conta com dois canais de derivação, que formam um segundo reservatório (138Km²), bem como um Trecho de Vazão Reduzida (TVR) a jusante do primeiro barramento, com extensão de aproximadamente 100km (Brasil, 2008). O termo refere-se aos fluxos de água diminuídos, em função do seu desvio por canais escavados, para alimentação das represas principais (Souza-Cruz-Buenaga et al., 2018). Estes canais chegam a desviar 13.000m³ de material escavado (Brasil, 2008), reduzindo significativamente a vazão no trecho original do rio e ocasionando impactos definitivos. Neste trecho deverá ser aplicado a partir de janeiro de 2020 o chamado hidrograma mínimo (Brasil, 2008) ou “Hidrograma de Consenso”, em que, teoricamente, se busca a preservação das condições ambientais. Segundo este “Hidrograma de Consenso”, a hidrelétrica liberará em anos alternados uma média de 4000m3/s (hidrograma A) e 8000m3/s (hidrograma B) de água no TRV, durante o período da cheia. O restante da água será desviado para produção de energia. Durante a seca, o hidrograma prevê que 700 m3/s devem ser liberados ao TVR. O “Hidrograma de Consenso” vem sendo questionado pelo Ministério Público, indígenas e pesquisadores, os quais argumentam que o fluxo, mesmo o mais otimista Hidrograma B, seria insuficiente para a manutenção da vida do Xingu (Brasil, 2009).
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2.2 Obtenção dos Dados
Os dados do presente estudo foram requeridos pelo IBAMA, fornecidos pelo Instituto Socioambiental (ISA) e coletados pela empresa Norte Energia S.A, responsável pela UHE de Belo Monte. Como parte do processo de licenciamento e autorização para funcionamento desta UHE, a empresa responsável pela sua operação, o consórcio Norte Energia, faz o monitoramento da pesca na área de influência da UHE desde 2011. Além das informações de pesca (nomes populares das espécies, biomassa pescada, anos de pesca, pontos de pesca, tipos de petrecho, tipos de barco, entre outros), foram fornecidas outras tabelas de dados com as identificações das espécies capturadas, entretanto, a biomassa pescada referiu-se apenas aos nomes populares, não permitindo identificar a biomassa de cada espécie especificamente. Desta forma, as espécies foram enquadradas em grupos de espécies a partir do nome popular fornecido.
Ao todo, são monitorados onze pontos de desembarque pesqueiro distribuídos de forma a ter, teoricamente, graus de impactos distintos em decorrência da barragem. Destes, dez pontos foram selecionados para o presente estudo, dos quais dois pontos são aqui considerados controle por encontrarem-se maiores distâncias à montante e à jusante da área da Usina. Pressupõe-se que estes locais (controles) possuem baixa ou nenhuma influência dos efeitos de barramento do rio e da redução da vazão. Assim, os pontos comparados são: 1) Montante do Reservatório; 2) Reservatório - o qual conta com o agrupamento de dois pontos, devido a sua proximidade; 3) Canal de fuga – localizado à jusante do reservatório, com dois pontos agrupados 4) Influência Indireta – também com agrupamento de dois pontos; 5) Trecho de Vazão Reduzida (Volta Grande do Xingu); 6) Controle Montante na Foz do Rio Iriri (afluente do Xingu), e 7) Controle Jusante na região do Baixo Xingu (Tabela 1).
Tabela 1 – Organização dos dados por região de influência da UHE Belo Monte. O nome original na tabela corresponde ao local de amostragem de dados pela empresa responsável pelo acompanhamento dos impactos pesqueiros na região.
Ponto Municípios Nome original na tabela
Montante do Reservatório Altamira CONF
Reservatório Altamira ATM e BESP
TVR Belo Monte VGX
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Influência Indireta Vitória do Xingu e
Porto de Moz PMZ e VIT
Controle Montante Maribel IRIRI
Controle Jusante Gurupá FOZ
Embora o monitoramento seja contínuo, para o presente estudo foram extraídos para cada um dos sete trechos as coletas dos anos de 2014 (dois anos antes do ligamento da primeira turbina da usina) e 2018 (dois anos após o início do funcionamento). Este recorte buscou minimizar possíveis vieses relacionados à grande seca ocorrida em 2016 na região da Volta Grande do Xingu, denominada pelos povos Juruna de seca do “fim do mundo” (Brum, 2019). Os dados de monitoramento trazem informações sobre as quantidades, em quilograma, de peixes capturados pela pesca, mas não trazem informações sobre biometria dos peixes. Muitas vezes, as espécies pescadas estavam identificadas somente pelo nome popular, a qual poderia corresponder a múltiplas espécies científicas, segundo a identificação taxonômica fornecida pela empresa. Por exemplo, os tucunarés pescados na região correspondem especialmente às espécies Cichla melaniae, C. monoculus e C. pinima. Obviamente, a baixa resolução taxonômica é uma limitação dos dados de pesca, pois nos leva a considerar que as espécies em um grupo são pescadas nas mesmas proporções. Além disso, alguns nomes populares não continham identificação científica equivalente e foram removidos das análises (5 nomes populares, correspondendo a total de 1,44 e 0,91% da captura em 2014 e 2018, respectivamente).
A base de dados Fishbase foi utilizada para obtenção do nível trófico das espécies de cada grupo. De modo que, para este trabalho utilizou-se a média do nível trófico de cada grupo de espécie. Tais dados foram usados para classificação dos grupos de espécies em Guildas Tróficas, seguindo a divisão adotada pelo Fishbase: Nível trófico 1 (valores de 2.00 a 2.49), incluindo Herbívoros e Detritívoros; Nível trófico 2 (valores de 2.50 a 2.99), incluindo Onívoros, e Nível trófico 3 (>3), incluindo Carnívoros.
2.3 Análise dos Dados
2.3.1 Riqueza de Espécies
Para cada trecho especificado anteriormente, foram analisadas as relações entre a riqueza de espécies e a biomassa pescada nos períodos de 2014 e 2018, através do método de
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rarefação e da construção das curvas de rarefação. O objetivo da rarefação foi comparar de forma direta a riqueza entre os anos e trechos, a partir da correção da biomassa pescada (Gotelli e Cowell, 2011). O mesmo método foi aplicado para as três classes de guilda trófica identificadas (herbívoros/detritívoros, carnívoros e onívoros). Foi utilizado para isto o pacote iNEXT (Chao et al., 2014) do RStudio 1.2.1335 (R Core Team, 2019). Os gráficos foram confeccionados no programa GraphPad Prism 8.2.1 (441).
2.3.2 Composição das Assembleias
O Índice de Bray-Curtis, o qual representa a similaridade (distância) entre as comunidades (Chao et. al, 2005), foi aplicado com a intenção de realizar a comparação par-a-par da biomassa pescada entre períodos (2014 e 2018), considerando as sete microrregiões e as guildas tróficas. Além disso, o índice foi utilizado para comparar a composição das assembleias de cada trecho, adotando a escala de valores 0 e 1, onde quanto mais próximo de 0, maior a dissimilaridade entre os períodos e/ou trechos, e 1 quando não houve alteração significativa da composição entre os períodos e/ou trechos.
Desta forma, foi realizada a comparação mês a mês entre períodos (ex. jan/2014 com jan/2018), que resultou em 12 (doze) valores de Bray-Curtis para cada microrregião. A partir da Média destes dados foram feitas 999 randomizações, de onde foi obtida a Média Simulada e os intervalos de confiança superior (97,5%) e inferior (2,5%). O mesmo foi feito para cada guilda trófica. A análise foi realizada a partir do pacote vegan (Zuluaga-Gómez et al., 2016) no programa RStudio 1.2.1335 (R Core Team, 2019) e os gráficos foram confeccionados no programa GraphPad Prism 8.2.1 (441).
3. RESULTADOS 3.1 Riqueza de Espécies
As análises de rarefação mostraram que a riqueza de grupos de espécies foi maior no ano de 2018 (após o início do funcionamento da UHE Belo Monte) na microrregião do Reservatório (Fig. 1). Nesta região, houve um aumento aproximado de sete grupos de espécies (correspondentes a sete nomes populares). Os demais trechos apresentaram padrões de riqueza similares entre os anos de 2014 e 2018: média de 35 grupos no trecho de Controle Jusante (Fig. 1), 20 grupos no Controle Montante (Fig. 1), 27 grupos no Canal de Fuga (Fig. 1), 30 na área
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de Influência Indireta (Fig. 1), 23 grupos no Trecho de Vazão Reduzida (Fig. 1) e 18 no trecho Montante do Reservatório (Fig. 1).
A guilda trófica dos carnívoros apresentou pequenas modificações de riqueza nas microrregiões Montante do Reservatório e no Reservatório (Fig. 2), com um aumento de aproximadamente quatro e três grupos respectivamente. Os resultados no Reservatório são concordantes com o que foi visto na comparação da composição das assembleias entre todos os trechos. Já os encontrados na Montante do Reservatório demonstram aumento de riqueza de grupos carnívoros para a montante da UHE Belo Monte, localizada entre o trecho controle e os reservatórios. Na microrregião do Controle Montante as composições foram similares entre os dois períodos (Fig. 2). Já para as microrregiões a jusante apenas o controle apresentou um pequeno aumento na riqueza de grupos de espécies carnívoras (Fig. 2), variando entre um e dois grupos os acrescidos. Este resultado refere-se ao aumento de espécies na Foz do rio Xingu, a jusante da UHE Belo Monte. Para os trechos Canal de Fuga (Fig. 2), Influência Indireta (Fig. 2) e Trecho de Vazão Reduzida (Fig. 2) não houve diferenças significativas na riqueza de grupos de carnívoros entre 2014 e 2015.
As rarefações que consideraram apenas a guilda dos herbívoros apontou, para os trechos a montante, também, aumento de grupos de espécies para o Reservatório (Fig. 3). Este acréscimo na riqueza foi de aproximadamente cinco grupos. Nos demais trechos, Controle Montante (Fig. 3) e Montante do Reservatório (Fig. 3) não foram observadas alterações significativas na riqueza. Além disso, os resultados para os trechos a jusante se mostraram significativos apenas para a Influência Indireta (Fig. 3) e Trecho de Vazão Reduzida (Fig. 3). Entretanto, estes aumentos permearam um ou dois grupos de espécies, apenas. Seguidamente, as riquezas de grupos de espécies se mantiveram similares entre os anos nas microrregiões do Controle Jusante (Fig. 5a) e Canal de Fuga (Fig. 5b).
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Figura 1: Curvas de rarefação para as Assembleias Totais da UHE Belo Monte, em 2014 (linhas azuis) e 2018 (linhas vermelhas). a) Controle Jusante; b) Controle Montante; c) Canal de Fuga; d) Influência Indireta; e) Montante do Reservatório; f) Trecho de Vazão Reduzida e Reservatório (g). As riquezas de grupos de espécies são comparadas nos últimos pontos da Biomassa (Kg) em relação a menor curva, considerando as diferenças quando não há sobreposição dos intervalos de confiança. O intervalo de confiança de 95% é representado pelos contornos em torno de cada linha.
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Figura 2 : Curvas de rarefação para carnívoros nas microrregiões da UHE Belo Monte nos períodos de 2014 (linhas azuis) e 2018 (linhas vermelhas). Os trechos apresentados são (a) Controle Montante, (b) Montante do Reservatório, (c) Reservatório, (d) Controle Jusante, (e) Canal de Fuga, (f) Influência Indireta e (g) Trecho de Vazão Reduzida. As riquezas de grupos de espécies são comparadas nos últimos pontos da Biomassa (Kg) em relação a menor curva, considerando as diferenças quando não há sobreposição dos intervalos de confiança. O intervalo de confiança de 95% é representado pelos contornos em torno de cada linha.
A biomassa pescada de onívoros não permitiu comparações de riqueza de espécies para as regiões à montante (Montante do Reservatório e Reservatório.) e para a região à jusante denominada Trecho de Vazão Reduzida. As demais comparações apresentaram pequenas diferenças na riqueza de grupos de espécies no Canal de Fuga (Fig. 4) e na Influência Indireta (Fig. 4). Quanto ao Controle Jusante (Fig. 4) as riquezas apresentaram-se similares entre os dois períodos considerados.
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Figura 3 : Curvas de rarefação para herbívoros nas microrregiões da UHE Belo Monte nos períodos de 2014 (linhas azuis) e 2018 (linhas vermelhas). Os trechos apresentados são (a) Controle Montante, (b) Montante do Reservatório, (c) Reservatório, (d) Controle Jusante, (e) Canal de Fuga, (f) Influência Indireta e (g) Trecho de Vazão Reduzida. As riquezas de grupos de espécies são comparadas nos últimos pontos da Biomassa (Kg) em relação a menor curva, considerando as diferenças quando não há sobreposição dos intervalos de confiança. O intervalo de confiança de 95% é representado pelos contornos em torno de cada linha.
Figura 4 : Curvas de rarefação para onívoros nas microrregiões a jusante da UHE Belo Monte nos períodos de 2014 (linhas azuis) e 2018 (linhas vermelhas). Os trechos apresentados são (a) Controle Jusante, (b) Canal de Fuga e (c) Influência Indireta. As riquezas de grupos de espécies são comparadas nos últimos pontos da Biomassa (Kg) em relação a menor curva, considerando as diferenças quando não há sobreposição dos intervalos de confiança. O intervalo de confiança de 95% é representado pelos contornos em torno de cada linha.
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3.2 Composição das Assembleias
A análise de similaridade de Bray-Curtis não atingiu o valor 1 em nenhum dos trechos analisados, demonstrando que houve diferença na composição das assembleias de peixes entre períodos. Para a comparação entre trechos e considerando a não sobreposição dos intervalos de confiança de 95%, dentre as assembleias totais (Fig.5a), o trecho do Reservatório foi único que apresentou dissimilaridade de composição quando comparado ao respectivo controle (Controle Montante). Reforçando o aumento observado na riqueza de grupos de espécies (Fig. 1g). Em contrapartida, a microrregião Montante do Reservatório não apresentou dissimilaridade quando comparada ao Controle Montante (Fig. 5a). Para os trechos a jusante também não foram identificadas dissimilaridades na comparação com a microrregião do Controle Jusante (Fig. 5a).
Da mesma forma que o identificado para a curva de rarefação dos carnívoros, o trecho do Reservatório apresentou maior dissimilaridade quando comparado ao Controle Montante (Fig. 5b). Por sua vez a Montante do Reservatório não apresentou alterações na composição da assembleia de peixes no local. As regiões à jusante também não se diferenciaram da região Controle Jusante (Fig. 5b). Com relação ao guilda de herbívoros (Fig. 5c) a única dissimilaridade observada foi na comparação entre o Trecho de Vazão Reduzida e o seu respectivo controle, reafirmando o aumento na riqueza de grupos que compõem a assembleia, como visto na respectiva curva de rarefação (Fig. 2g). Por fim, não foram identificados dados a serem analisados nas regiões a montante para a guilda dos onívoros, uma vez que a presença de grupos de espécies nesta guilda foi mínima ou inexistente. O mesmo se repetiu para o Trecho de Vazão Reduzida. Quanto aos demais trechos a jusante, não foram identificadas dissimilaridades em relação ao respectivo controle (Fig. 5d).
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4. DISCUSSÃO
Retomamos aqui nossa hipótese de que a UHE Belo Monte atuaria na modificação das assembleias de peixes. De antemão, ressalto que não se é possível afirmar claramente esta relação de causalidade, uma vez que outros fatores podem estar operando sobre a ictiofauna da região. Entretanto, reitero os resultados obtidos neste estudo que demonstram riqueza de grupos de espécies similar entre os períodos para grande parte das comparações entre os trechos. Contudo, o Reservatório apresentou aumentos significativos na riqueza no ano de 2018 para as Comunidades Totais, para os Carnívoros e para os Herbívoros. Este padrão ocorre devido a idade dos reservatórios, o curto tempo de funcionamento da Usina Hidrelétrica Belo Monte, bem como a heterogeneidade de habitats englobados por estes após o barramento do rio (Agostinho et al., 2008; Agostinho et. al, 2007). Outros fatores que implicam diretamente na Figura 3: Índice de Similaridade de Bray-Curtis. (a) Assembleias Totais; (b) Carnívoros; (c) Herbívoros e (d) Onívoros.
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riqueza de grupos de espécies nos reservatórios são as mudanças nos fluxos de nutrientes e, principalmente, as modificações físicas que ocorrem (Brunn e Arthington, 2002; Latrubesse et al., 2017). Neste sentido, temos grande parte das espécies encontradas a montante do rio Xingu e muitas delas altamente dependentes dos habitats de corredeiras (Fitzgerald et al., 2018). Entretanto, uma vez que há o barramento do rio para o funcionamento da usina, o ambiente passa de uma característica lótica para lêntica, o que, por um determinado período de tempo, pode suportar as espécies que possuem restrição de habitat (Agostinho et al., 2007), como os bagres. Contudo, quanto maior o tempo de vida do reservatório, menor será a diversidade de habitats (Agostinho et al., 2008). Consequentemente, apesar de existirem espécies reofílicas na região (Fitzgerald et al., 2018), aquelas que não forem capazes de migrar serão pescadas ou entrarão em colapso (Agostinho et al., 2008). Portanto, é comum que ocorram alterações na composição e assembleias de peixes logo no início do funcionamento da UHE, principalmente porque os peixes neotropicais possuem maior plasticidade comportamental (Agostinho et al., 2008), embora possam haver modificações na riqueza mesmo após a estabilização biótica dos reservatórios, uma vez que estes ainda são susceptíveis a impactos como a operação da barragem, proliferação de espécies exóticas, entre outros (Agostinho et al., 2007b).
Outro resultado observado foi o curto aumento na riqueza de grupos de espécies onívoras no trecho Canal de Fuga. Isto se dá por conta do controle dos regimes de cheias e/ou flutuações na vazão (Gehrke e Harris, 2001; Zdankus et al., 2008), que atrai os peixes devido à redução na vazão, bem como a criação de correntes (Agostinho et al., 2007b). Entretanto, mudanças nos métodos de captura (uso de petrechos) também se destacam, uma vez que a pesca se dá a partir do comportamento dos peixes e também, do tamanho corporal (Loures e Pompeu, 2012). Outro ponto que deve ser levado em consideração é a distância dos pontos de pesca em relação as comportas, entendendo que o impacto físico direto, como o aprisionamento dos peixes em tubos de sucção, pode não representar a real composição das comunidades (Loures e Pompeu, 2012).
Além disso, foi observado também, um aumento de riqueza de grupos de espécies para herbívoros e onívoros no trecho Influência Indireta. Em geral, as áreas à jusante das Usinas Hidrelétricas sofrem com as regulações de cheias que comprometem a dinâmica dos rios (Agostinho et al., 2007b). Além deste fator, a retenção de sedimentos e nutrientes, bem como o bloqueio das rotas migratórias e a qualidade da água interferem diretamente sobre a ictiofauna e seus habitats (Agostinho et al., 2007b; Souza-Cruz-Buenaga et al., 2018; Agostinho et al., 2008), que a princípio favorece o aumento de riqueza de espécies, mas que, posteriormente,
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podem acarretar no colapso de algumas delas, uma vez que locais de alimentação, abrigo e nutrientes são controlados pela relação entre as cheias e o acumulo de sedimentos (Agostinho et al., 2008; Agostinho et al., 2007b). Além do mais, as alterações impostas pela usina, bem como pulsos d’água em épocas erradas são responsáveis pela perda da floresta ripária e igapós, considerados de extrema importância para o mantimento da produtividade e diversidade de peixes (Agostinho et al., 2007b; Lima et al., 2018).
O Trecho de Vazão Reduzida da UHE Belo Monte, também apresentou aumento significativo da riqueza de grupos de espécies para os herbívoros, bem como dissimilaridade na composição da comunidade no trecho, quando este foi comparado ao Controle Jusante, para 2018. Neste cenário se faz necessária extrema atenção, pois estes resultados podem, assim como os anteriores, depender da idade da UHE Belo Monte. Entretanto, este aumento na riqueza de grupos é devido as reduções na vazão, que como já foi mencionada para os canais de fuga, atraem algumas espécies de peixes devido ao aumento da disponibilidade de alimentos (Agostinho et al., 2007b). Outro fator a ser considerado para o TVR são as formações que acabam aprisionando os peixes, geralmente de pequeno porte (Souza-Cruz-Buenaga e Santos, 2019) e favorecendo a captura por pescadores. Estes resultados, que apontam o aumento de riqueza, portanto, não devem ser encarados como regra para esta região, uma vez que a redução da vazão junto às estiagens que vem assolando a Volta Grande do Xingu, tem configurado perdas imensuráveis às comunidades de peixe e, consequentemente à economia local (Brum, 2019a). Além disso, o cenário futuro para o local se torna cada vez mais negativo, devido às incertezas quanto a estrutura do projeto da UHE Belo Monte, que estão atreladas as intensas mudanças climáticas que tem afetado a região ano após ano (Brum, 2019b) e em relação aos hidrogramas propostos (EIA, 2008).
As análises de similaridade de Bray-Curtis apontaram alterações na composição de todos os trechos, tanto para as comunidades totais, quanto pra carnívoros, herbívoros e onívoros, entre os dois períodos (2014 e 2018). Apesar das mudanças de composição serem documentadas para períodos de seca e cheia em anos anteriores ao funcionamento da UHE Belo Monte (Fitzgerald et al., 2018), este estudo demonstra que há alterações entre períodos não tão próximos, que podem indicar efeitos da usina e não somente as variações climáticas. Portanto, estes resultados podem ser frutos de ciclos artificiais de curto prazo (Hass et al., 2014) associados aos fluxos em toda a extensão do rio em que a usina se encontra. Quanto as comparações entre trechos, o Reservatório apresentou dissimilaridade quando comparado com o Controle Montante, tanto para as comunidades totais, quanto para os carnívoros. Este
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resultado pode ser dar devido ao aumento de riqueza de grupos de espécies carnívoras no ano de 2018, bem como a preferência de algumas espécies deste grupo por regiões de reservatório (Agostinho et al., 2007b), uma vez que o local permite a ocorrência de eventos essenciais aos seus ciclos de vida, como alimentação, reprodução, migração e recrutamento de juvenis (Suzuki et al., 2009).
Em conclusão, entendemos que os custos, bem como os impactos das barragens são difíceis de serem estimados, uma vez que cada local apresenta características morfológicas, hidrológicas e climatológicas específicas. Atrelado a isso, a flutuação natural do fluxo d’água do Rio Xingu cria uma paisagem heterogênea de habitats e, consequentemente, uma rica biodiversidade. Entretanto, a presença da Usina Hidrelétrica Belo Monte neste local tem gerado impactos em larga escala e de difícil mensuração. Dentre estes, as alterações da composição das comunidades de peixes, bem como na riqueza de grupos de espécies que desempenham papéis ecológicos e socioeconômicos fundamentais.
A partir deste estudo podemos inferir que o ambiente se encontra nos primeiros estágios de sucessão de impactos, onde há aumento de grupos de espécies em determinados pontos, principalmente no reservatório. Neste sentido, devemos considerar o tempo de vida das espécies em estudos futuros, bem como o controle de variações ambientais e de captura que possam estar implicando nestes resultados. Apesar disso, efeitos negativos mais acentuados já são reportados pelas comunidades ribeirinhas e indígenas da região, uma vez que há escassez de espécies que antes eram mais consumidas. Outro ponto a ser discutido em estudos futuros é se a perda de seletividade de espécies explica, mais do que as modificações físicas na região, o aumento na riqueza. Deste modo, cabe a compreensão, por parte de toda a sociedade envolvida, de que os reservatórios e áreas atingidas pela UHE necessitam de maiores ações ambientais, visto que os impactos nestas localidades são a convergência de ações antropogênicas (Agostinho et al., 2007b). Neste sentido, vale ressaltar o desenvolvimento de métodos mais efetivos de manejo das espécies de forma a garantir a melhoria na transposição das espécies migratórias das regiões a jusante às regiões à montante, consequentemente a continuidade da migração reprodutiva, dentre outras (Agostinho et al., 2007b). Além disso, o aprofundamento de estudos com as comunidades de peixes da região, afim de identificar padrões ecológicos e os impactos da UHE Belo Monte sobre estes padrões, principalmente dos ciclos de vida das espécies que estão na localidade. Por fim, estudos que considerem os períodos de seca e cheia antes e após o funcionamento da usina também são necessários, permitindo entender como as grandes cheias
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naturais e o controle de vazão por parte da usina, tem inferido sobre as espécies temporal e espacialmente.
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