“variação temporal e espacial e importância ecológica de ... · comunidade de...
TRANSCRIPT
ANA KARINA MOREYRA SALCEDO
“Variação temporal e espacial e importância ecológica de macroinvertebrados aquáticos num
córrego periurbano do Distrito Federal”
Dissertação apresentada ao Programa de Pós-Graduação do Departamento de Ecologia da Universidade de Brasília como requisito parcial para obtenção do título de Mestre em Ecologia.
Orientadora: Profa. Cláudia Padovesi Fonseca
Abril/ 2006
À minha família
Nossa sabedoria é a dos rios. Não temos outra. Persistir. Ir com os rios, onda a onda. Os peixes cruzarão nossos rostos vazios. Intactos passaremos sob a correnteza feita por nós e o nosso desespero. Passaremos límpidos. E nos moveremos, rio dentro do rio, corpo dentro do corpo, como antigos veleiros. Carlos Nejar Árvore do Mundo (1977)
Mercy mercy me (the ecology)
Oh, mercy mercy me Oh, things ain't what they used to be
No, no Where did all the blue sky go? Poison is the wind that blows
From the north, east, south, and sea Oh, mercy mercy me
Oh, things ain't what they used to be No, no
Oil wasted on the oceans and upon our seas Fish full of mercury
Oh, mercy mercy me Oh, things ain't what they used to be
No, no Radiation in the ground and in the sky
Animals and birds who live nearby are dying Oh, mercy mercy me
Oh, things ain't what they used to be What about this overcrowded land?
How much more abuse from man can you stand? My sweet Lord My sweet Lord My sweet Lord
Marvin Gaye
What´s going on (1971)
Agradecimentos À Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível Superior (CAPES), pelo apoio
financeiro na concessão de bolsa de estudos.
Ao programa de Pós-graduação em Ecologia da Universidade de Brasília pela
viabilização das coletas para a realização da dissertação.
A minha orientadora Claudia Padovesi Fonseca, pelo incentivo, apoio e assistência tanto
no desenvolvimento do trabalho de campo quanto na elaboração da dissertação.
Aos membros da banca examinadora, Professoras Maria Júlia Martins-Silva, Luciana de
Mendonça Galvão, Maria do Socorro Rodrigues, pelas valiosas sugestões.
Ao professor Kiniti Kitayama (Unb) pelo auxílio na medição da biomassa.
Ao Laboratório de Geoquímica, na pessoa do Professor Geraldo Rezende Boaventura
pelas facilidades concedidas para as análises físicas e químicas.
Aos técnicos Mardônio, pelo auxílio no campo, a Consolação pelo auxílio no
laboratório e aos colegas do Laboratório de Limnologia pelo apoio ao trabalho.
Aos colegas de sala de aula que fizeram do primeiro ano de mestrado muito
enriquecedor tanto ao nível de estudo quanto na amizade.
À Natália, Silvia e Camila, compartilhamos juntas os sensabores de vir morar numa
cidade desconhecida e juntas conseguimos fazer de nossa “ovokitinete” uma casa que
ficará sempre na memória, a nossa amizade continuará apesar da distância.
À Fabiola, Rosie, Bel e Luciana, sem seu apoio e sua amizade nesta minha constante
oscilação de estado de ânimo, da apatia à empolgação geral, eu não teria conseguido
terminar de escrever, valeu muito.
À minha família, por terem me dado sempre seu apoio incondicional apesar da
distância, suas constante presenças “virtuais” fazem o meu dia a dia muito mais fácil. É
bom saber que os tenho sempre “por perto”.
Resumo
Nesse estudo a fauna de macroinvertebrados foi utilizada para caracterizar a
comunidade aquática em função da distribuição temporal e espacial de sua abundância,
diversidade, riqueza, categorização funcional de alimentação e biomassa e relacionar
esta informação com variáveis físicas e químicas de qualidade de água e com a
qualificação visual do grau de preservação das condições ecológicas e de diversidade
de hábitats de um córrego periurbano. Foi objeto de estudo o Ribeirão Sobradinho (DF)
que banha a cidade do mesmo nome. A estratégia amostral foi desenvolvida de forma a
comparar os principais impactos agindo no ribeirão Sobradinho sobre a comunidade de
macroinvertebrados aquáticos, ou seja, o desmatamento das margens, o assoreamento
dos rios, e o impacto da poluição orgânica (como esgoto). Foram amostradas oito
estações de coleta distribuídas desde sua nascente até sua desembocadura no Rio São
Bartolomeu. As características ecológicas do Ribeirão foram avaliadas segundo
protocolo proposto por Callisto et al.(2002). Foram realizadas coletas de
macroinvertebrados aquáticos e de água mensalmente no período de chuva de
dezembro de 2004 a março de 2005 e de seca de maio a agosto de 2005. A avaliação
feita pelo protocolo mostrou a ocorrência de um gradiente de perturbação baseada na
presença e a classe de atividade antrópica desenvolvida na área. A análise da qualidade
da água mostrou a influência da poluição orgânica (esgoto) e a ausência dela sobre
alguns variáveis como condutividade elétrica, concentrações de oxigênio dissolvido e
amônia. O estudo da distribuição da abundância, diversidade, riqueza de táxons da
comunidade de macroinvertebrados mostrou que o tipo de uso ou ocupação do solo em
cada trecho do córrego proporcionaram condições específicas que determinaram o
aparecimento de diferentes biótipos. Os resultados da análise de biomassa de
macroinvertebrados aquáticos não seguiram o mesmo padrão observado para os valores
de abundância, mas quando focalizados sob o ponto de vista dos grupos funcionais de
alimentação obtivemos respostas que deram maior informação sobre as relações tróficas
que podem estar acontecendo nos trechos do córrego considerados alterados. Em
ecossistemas aquáticos submetidos à influência antrópica como a maioria dos córregos
periurbanos brasileiros, as interações bióticas e condições ambientais afetam a
comunidade de macroinvertebrados aquáticos e o uso da biomassa pode se tornar uma
ferramenta importante no esforço de tentar compreender a resposta da fauna aos
impactos antropogênicos.
Palavras-chave: comunidade de macroinvertebrados, rios, poluição urbana, cerrado, DF.
Abstract
In this study, macroinvertebrate fauna was used to characterize the spatial and
temporal distribution of abundance, diversity, richness, feeding functional group and
biomass of the aquatic community. This information was related to physical and
chemical properties of the water and to the visual qualifications of degree of
preservation of ecological conditions and habitat diversity in a boundary urban stream.
The object of this study was Sobradinho stream (DF) located around the city with the
same name. The study design was developed to compare the principal impacts acting on
the aquatic macroinvertebrates community in Sobradinho stream, being, riparian
vegetative zone desforestation, sedimentation of stream and the impact of organic
enrichment (as sewage effluent). Eight stream sections distributed along Sobradinho
stream from sites near the headwaters to sites near the confluence with the São
Bartolomeu River were studied. The ecological characteristics of the stream were
evaluated using the protocol proposed by Callisto et al. (2002b). Macroinvertebrate and
water sampling was performed monthly: wet season (december 2004 to march 2005)
and dry season (may to august 2005). Environmental assessments showed the
occurrence of a disturbance gradient based on human presence and the type of
development activities in the stream stretches. The result of quality analysis of water
showed an influence of organic enrichment and the absence of this, on any properties as
electric conductivity, ammonium concentration and dissolved oxygen. The study of the
distribution of abundance, diversity and richness of taxa of aquatic macroinvertebrate
communities showed that the use or occupation of land in each stream stretch provided
specific conditions that determined the presence of different biotypes. Analysis results
of aquatic macroinvertebrate biomass did not follow the pattern observed for the values
of abundance, but when this information was analyzed in terms of the functional feeding
group, we obtained answers that provide information about the trophic relations that
may be taking place in altered stream stretches. In aquatic ecosystems submitted to
anthropogenic influence as is the case with most of boundary urban streams of Brazil,
biotic interactions and environmental conditions affect the aquatic macroinvertebrate
community and the use of biomass can be an important tool in the effort to try to
understand the response of the aquatic fauna to the anthropogenic impacts.
Key words: macroinvertebrates community, stream, urban pollution, Cerrado, DF.
Sumário
1. Introdução
1.1. Bases teóricas 1
1.2. Objetivo Geral 6
1.3. Hipóteses 6
2. Materiais e métodos
2.1. Área de estudo 8
2.2. Estações de coleta 10
2.3. Características ecológicas de trechos do Ribeirão Sobradinho 13
2.4. Período de amostragem 16
2.5. Variáveis físicas e químicas da água 16
2.6. Macroinvertebrados aquáticos 16
2.7. Tratamento dos resultados 17
3. Resultados
3.1. Caracterização ambiental da área de estudo
3.1.1. Condições ecológicas 19
3.1.2. Precipitação 21
3.1.3. Medidas das variáveis físicas e químicas da água 22
3.1.4. Condições ecológicas e variáveis físicas e químicas da água 26
3.2. Caracterização da comunidade de macroinvertebrados aquáticos 29
3.2.1. Distribuição da comunidade de macroinvertebrados por período de coleta 31
3.2.2. Distribuição da fauna por estação de coleta 33
3.2.3. Grupos funcionais de alimentação de macroinvertebrados aquáticos 37
3.2.4. Biomassa de macroinvertebrados aquáticos 41
3.2.5. Biomassa de macroinvertebrados aquáticos e grupos funcionais de alimentação 43
4. Discussão 46
5. Conclusões 57
6. Considerações finais 58
6. Referências bibliográficas 59
Anexos
Índice de Figuras Figura 1 - Mapa de localização da Bacia Hidrográfica do São Bartolomeu e quatro
das principais sub-bacias da região centro norte do DF. EMA/SEMATEC
1994. (Modificado de Pinelli, 1999) 8
Figura 2 - Imagem de satélite da ocupação do solo no entorno das estações de coleta
ao longo do Ribeirão Sobradinho, DF (Fonte: Image, 2006 Digital
Globe). 10
Figura 3 - Localização das oito estações de coleta ao longo do Ribeirão Sobradinho,
DF. Representação esquemática. Extraído de IEMA/SEMATEC. 1994.
Modificado. 11
Figura 4 – Detalhe das estações de coleta ao longo do Ribeirão Sobradinho, DF. 12
Figura 5 - Pluviosidade mensal (mm³) para o período de dezembro de 2004 a
novembro de 2005. As barras com estrela indicam os meses de coleta
(dados fornecido pelo INMET, DF). 21
Figura 6 - Variação das médias e desvio padrão da temperatura da água nas estações
de coleta no Ribeirão Sobradinho,nos meses de dez/04 a mar/05 e de
mai/05 a ago/05. 22
Figura 7 - Variação dos valores das variáveis medidas nas oito estações de coleta,
agrupadas segundo Protocolo de Avaliação Rápida (Callisto, et al.,
2002b). 28
Figura 8 - Densidade média (ind./m²) e desvio padrão dos organismos encontrados
durante o período de chuva e seca no Ribeirão Sobradinho, DF (dez/04 a
mar/05 e mai/05 a ago/05). 31
Figura 9 -Freqüência relativa (%) de larvas do táxon Chironominae presentes no
Ribeirão Sobradinho, durante os meses de coleta. 32
Figura 10 -Variação da Diversidade de Shannon-Wienner, Equitabilidade de Pielou e
riqueza taxonômica de organismos no Ribeirão Sobradinho (DF),
agrupadas segundo resultado do Protocolo de Avaliação Rápida (Callisto,
et al., 2002b) 35
Figura 11 - Biomassa total (g/m²) dos macroinvertebrados aquáticos ao longo do
período de estudo no Ribeirão Sobradinho, DF. 41
Figura 12 - Biomassa total (g/m²) encontrada em cada estação de coleta caracterizada
segundo classificação de Protocolo de Avaliação Rápida (Callisto et al.,
2002b) ao longo do Ribeirão Sobradinho, DF. 42
Figura 13 - Densidade e biomassa relativa dos macroinvertebrados aquáticos
amostrados em cada estação de coleta durante o período de estudos ao
longo do Ribeirão Sobradinho, DF (dez/04 a mar/05 e mai/05 a ago/05). 42
Figura 14 - Biomassa dos grupos funcionais de alimentação encontrados nas estações
de coleta ao longo do Ribeirão Sobradinho, DF. 44
Figura 15 - Grupos funcionais de alimentação com a variação da biomassa relativa a
cada classe de tamanho nas 8 estações de coleta no Ribeirão Sobradinho.
(Classe 1: < 10 mm, Classe 2: 10 mm a 15 mm, Classe 3: 15 a 20 mm e
classe 4: > 20 mm). 45
Lista de tabelas e quadros Tabela 1 - Caracterização das condições ecológicas dos trechos estudados no Ribeirão
Sobradinho usando o Protocolo de Avaliação Rápida proposto por Callisto
et al. (2002b) 20
Tabela 2 - Precipitação mensal nos anos 2004 e 2005. (Dados fornecido pelo INMET,
DF). 22
Tabela 3 - Valores médios e desvio padrão das medidas físicas e químicas realizadas
nas estações de coleta ao longo do Ribeirão Sobradinho (dez/04 a mar/05
e mai a ago/05). 24
Tabela 4 - Resultados do Teste Kruskal-Wallis para os efeitos das estações de coleta
sobre as medidas das variáveis físicas e químicas realizadas ao longo do
Ribeirão Sobradinho (dez/04 a mar/05 e mai/05 a ago/05). 23
Tabela 5 - Variação média das variáveis físicos químicas ao longo do Ribeirão
Sobradinho durante o período de chuva (Dez/2004 a mar/2005) e seca
(mai/2005 a ago/2005). 25
Tabela 6 - Resultados do Teste Kruskal-Wallis para os efeitos das estações de coleta
classificadas segundo Protocolo, sobre as medidas físicas e químicas
realizadas nas estações de coleta ao longo do Ribeirão Sobradinho (dez/04
a mar/05 e mai/05 a ago/05). 26
Tabela 7 - Densidade média (ind/m²), desvio padrão e freqüência de ocorrência (%)
dos táxons encontrados nas estações de coleta durante o período de estudo
no Ribeirão Sobradinho, DF. 29
Tabela 8 - Resultados da riqueza taxonômica, Equitabilidade de Pielou e Diversidade
Shannon-Wienner, segundo Magurran (1991), e densidade (ind./m²) para
organismos encontrados por mês de coleta e por período de chuva e seca
no Ribeirão Sobradinho, DF. 32
Tabela 9 - Resultados do teste de Kruskal-Wallis para os efeitos do mês de coleta
sobre a densidade, Diversidade de Shannon-Wienner, Equitabilidade de
Pielou e riqueza taxonômica de organismos no Ribeirão Sobradinho (DF). 33
Tabela 10 - Resultados do teste Kruskal-Wallis par aos efeitos de cada estação de
coleta sobre a densidade, Diversidade de Shannon-Wienner,
Equitabilidade de Pielou e riqueza taxonômica de organismos no Ribeirão
Sobradinho (DF). 34
Tabela 11 - Resultados da riqueza taxonômica, Equitabilidade de Pielou e
Diversidade Shannon Wienner, segundo Magurran (1991), e densidade
(ind./m²) para organismos encontrados durante o período de estudo por
estações de coleta no Ribeirão Sobradinho (DF). 34
Tabela 12 – Classificação dos macroinvertebrados aquáticos encontrados no Ribeirão
Sobradinho , DF segundo o grupo funcional de alimentação . 38
Tabela 13- Biomassa (média e desvio padrão) dos macroinvertebrados aquáticos por
grupos funcionais de alimentação ao longo das oito estações de coleta no
Ribeirão Sobradinho (DF) durante os meses de dez/04 a mar/05 e maio a
ago/05. 40
Tabela 14 - Resultado do Teste Kruskall- Wallis para o efeito das estações de coleta
sobre os grupos funcionais de alimentação no Ribeirão Sobradinho , DF. 43
Tabela 15 - Resultado do Teste Kruskall-Wallis para o efeito das classes de tamanho
sobre os grupos funcionais de alimentação no Ribeirão Sobradinho, DF. 44
Quadro 1: Protocolo de Avaliação Rápida da Diversidade de Hábitat em trechos de
bacias hidrográficas, proposto em Callisto et al. (2002b). 14
Quadro 2: Protocolo de Avaliação Rápida da Diversidade de Habitats em trechos de
bacias hidrográficas, proposto por Callisto et al. (2002b). 15
1. Introdução
1.1 Bases teóricas
A conservação dos ecossistemas aquáticos continentais, visando sua utilização
racional é um dos aspectos centrais da Limnologia moderna. Conservar estes ambientes
significa manter suas condições as mais naturais possíveis para que possam ter seus
múltiplos usos garantidos tais como fornecimento de água para abastecimento
doméstico e industrial, geração de energia elétrica, produção de alimentos para o
homem e animais, lazer e conservação da vida silvestre (Esteves, 1998).
A “saúde ecológica” de rios é atualmente um assunto de crescente e fundamental
importância no manejo de recursos hídricos em todo o mundo. Os ecossistemas
aquáticos no Brasil vêm sofrendo uma série de impactos antropogênicos que alteram o
seu funcionamento (Silveira, 2004). As principais fontes de poluição dos recursos
hídricos reconhecidos são os rejeitos domésticos, e os resíduos químicos das atividades
industriais e agrícolas. A contaminação por esgotos domésticos é mais comum nos
países em desenvolvimento, onde a infra-estrutura de saneamento e tratamento de água
ainda é deficitária (Tundisi, 2003).
A necessidade de utilização racional dos recursos hídricos torna-se evidente
quando se leva em consideração que, de toda água da Terra, somente cerca 1% está na
forma de água doce. Além desta reduzida disponibilidade para o homem, sua
distribuição na Terra é muito heterogênea. Enquanto a Europa e a Ásia juntas detêm
68% da população mundial, suas reservas de água doce são de apenas 31% do total
realmente aproveitável no planeta (Tundisi, 2003). Neste sentido, cabe ao limnólogo
estabelecer planos e critérios que viabilizem a utilização racional destes ecossistemas e
de suas comunidades.
Os avanços dos estudos sobre o funcionamento dos ecossistemas aquáticos
(Hynes, 1974; Whitton, 1975; Vannote et al., 1980; Wallace & Webster, 1996), aliados
aos trabalhos realizados avaliando os efeitos adversos de atividades humanas nesses
ecossistemas (Hilsenhoff, 1987; Lenat & Crawford, 1994; Wallace et al., 1996; Thorne
& Williams, 1997; Roy et al., 2003; Ometo et al., 2000) vêm demonstrando, que é
possível utilizar informações biológicas para detectar os impactos antrópicos. Tais
estudos consideram que as comunidades aquáticas respondem de maneira previsível às
variações ambientais (Vannote et al., 1980; Armitage et al., 1983) e que os impactos de
origem humana, por representarem elementos externos ao sistema, afetam este
equilíbrio dinâmico, resultando em alterações nos padrões esperados. Quando os
impactos são severos o suficiente para afetar a resiliência da comunidade (capacidade de
retorno à conformação original após um distúrbio), é possível afirmar que está
ocorrendo um processo de degradação ambiental (Ghetti & Salmoiraghi, 1994).
O padrão de distribuição de organismos aquáticos é resultado da interação entre
hábito, condições físicas que caracterizam o hábitat (substrato, fluxo da correnteza,
turbulência) e disponibilidade alimentar (Merrit & Cummins, 1996). Assim, os vários
fatores ambientais que atuam na composição e distribuição das espécies num dado
hábitat devem ser considerados em conjunto com as interações entre os organismos
(Whitton, 1975).
As comunidades de organismos aquáticos (protozoários, ciliados, algas,
macroinvertebrados, peixes, etc.) têm estado sujeitas às alterações ambientais diversas
sendo em muitos ambientes substancialmente reduzidas ou mesmo eliminadas (Bailey et
al., 2004).
Macroinvertebrados aquáticos são de fundamental importância no ambiente
aquático, por desempenharem um papel central na dinâmica de nutrientes, na
transformação da matéria e no fluxo de energia do ecossistema. Uma definição genérica
das comunidades de macroinvertebrados refere-se aos organismos que habitam os
substratos de fundo de ecossistemas aquáticos continentais (sedimentos, pedaços de
madeira, restos de troncos, pedras, macrófitas aquáticas, algas filamentosas, etc.), ao
menos durante parte de seus ciclos de vida sendo os animais que ficam retidos em
malhas com diâmetro de poro maior que 200 - 500µm (Esteves, 1998).
Vários pesquisadores (Rosemberg & Resh, 1993; Merritt & Cummins, 1996;
Callisto et al., 2001) salientam as bases para o estudo da fauna aquática, especialmente
os macroinvertebrados aquáticos por serem organismos cosmopolitas e abundantes, de
grande tamanho de corpo e a maioria deles possui suas características ecológicas bem
conhecidas. Além disso, muitos táxons são sedentários sendo representativos das
condições locais e têm a vantagem de caracterizarem a qualidade da água não apenas
no instante de sua medida mas refletindo também sua situação em um período de tempo
consideravelmente mais longo, permitindo verificar-se os efeitos de um poluente de
forma mais precisa.
Desde a metade da década de 70, a ênfase da pesquisa com macroinvertebrados
aquáticos mudou de um foco baseado na estrutura da comunidade para estudos de
processo e função. Como exemplo temos os estudos de taxa de produção de biomassa,
repartição de recursos alimentares e parâmetros populacionais como interações de
competição e predação (Cummins, 1973; Macan, 1977). Os invertebrados de ambientes
lóticos (de água corrente) também são um importante componente do debate mundial
sobre a perda da biodiversidade global (Wilson, 1988).
Atualmente a utilização de macroinvertebrados aquáticos é cada vez mais aceito
entre os ecólogos como indicadores de qualidade de água (p. ex. Johnson et al., 1993;
Callisto et al., 2001; Usseglio-Polatera et al., 2000; Hering et al., 2003; Rodrigues et
al., 2001) e junto com variáveis físicas e químicas constituem-se em um conjunto de
variáveis utilizadas na avaliação de impactos ambientais que de alguma forma afetam os
ecossistemas aquáticos continentais (Pérez, 1992; Rosenberg & Resh, 1993; Bailey et
al., 2004).
Mudanças na estrutura de comunidades de macroinvertebrados aquáticos em
uma escala espacial, têm sido utilizadas como importante ferramentas ecológicas em
monitoramento de fontes poluidoras. Em escala temporal, estes estudos têm sido úteis
na descrição de alterações no estado trófico de ecossistemas aquáticos continentais
(Callisto, 1994). As mudanças que se sucedem na estrutura das comunidades alternam-
se de complexas e diversas com organismos próprios de águas limpas, a simples e de
baixa diversidade, com organismos próprios de águas poluídas, variando facilmente
com o efeito da poluição doméstica (Pérez, 1992; Ward, 1992).
A distribuição de organismos aquáticos é principalmente determinada pelo tipo e
pela diversidade de hábitats disponíveis para a comunidade. Há evidências, de que tanto
a qualidade, quanto a quantidade dos hábitats disponíveis afetam a estrutura e a
composição das comunidades biológicas residentes (Petts & Calow, 1996).
As condições que caracterizam o hábitat dos macroinvertebrados aquáticos são
resultados da interação entre a velocidade da correnteza, o tipo de substrato e as
condições físicas e químicas da água (Hawkins & Sedell, 1981). Além destes, destaca-
se também a importância da qualidade e da quantidade de recursos alimentares
disponíveis (Merrit & Cummins, 1996).
Em relação a córregos urbanos, Pedersen & Perkins (1986) reportam que a
interferência antrópica nos ambientes lóticos próximos às áreas urbanas, seja por
desmatamentos, construção de barragens, mineração, etc., pode ser um fator importante
que afeta a biota do rio. Estes fatores podem impactar a fauna aquática diretamente, por
meio de mudanças específicas nos hábitats, ou diretamente, através da redução
temporária na disponibilidade alimentar e de alteração em outras variáveis ambientais,
como por exemplo o oxigênio dissolvido, pH , temperatura da água.
Existe uma ampla variedade de medidas bioindicadoras de qualidade da água
usando macroinvertebrados aquáticos: medidas de riqueza – número de espécies ou
unidades taxonômicas específicas encontradas numa amostra ou em um ponto de coleta;
enumerações – contagem de todos os organismos coletados para estimar a abundância
relativa de diferentes grupos taxonômicos (ex: número de indivíduos em ordens,
famílias ou espécies, ou táxons dominantes dentro destes grupos); índices de
diversidade – combinam os dados de riqueza com as enumerações através de cálculos
estatísticos (ex: Índice de Shannon- Wienner) e medidas tróficas – porcentagem de
índivíduos de diferentes categorias funcionais de alimentação (fragmentadores,
coletores, filtradores, predadores) (Resh & Jackson, 1993; Barbour et al., 1999). A
resposta de aumento ou diminuição do valor de uma medida bioindicadora irá depender
do seu comportamento em relação a um impacto (Silveira, 2004).
É conhecido que as estimativas de biomassa são fundamentais na descrição da
estrutura e distribuição das comunidades (Begon et al., 1996) e constituem um
parâmetro importante para responder muitas questões ecológicas dos ambientes
aquáticos (Benke, 1996; Benke et al., 1999). A biomassa de macroinvertebrados pode
também ser utilizada em estudos de taxas de colonização ou na quantificação dos papéis
que os macroinvertebrados têm na decomposição de folhas (Cummins & Klug, 1979;
Abelho & Graça, 1996).
O uso de biomassa é freqüentemente o método mais escolhido para estimativas
de abundância em vez do número de indivíduos (Eaton, 2003). Estudos realizados por
Ortiz (2005) revelam a importância da medição de biomassa em trabalhos de
biomonitoramento focalizados sobre os aspectos funcionais do ecossistema de rios.
Além disso, é uma importante ferramenta ecológica para estudos biológicos sobre
indicadores de poluição em ecossistemas aquáticos dentro de programas de
monitoramento bem estruturados que envolvam tanto avaliações físicas, químicas e
biológicas (Callisto et al., 2002a).
Porém, estudos sobre os macroinvertebrados de ambientes lóticos
freqüentemente carecem de informações sobre sua biomassa , apesar da informação
sobre biomassa e suas variações sazonais constituir parâmetro importante para o
entendimento da história de vida e interações biológicas incluindo as relações tróficas
entre os grupos funcionais (Meyer, 1989; Benke, 1996; Burgherr & Meyer, 1997).
1.2. Objetivo geral
Caracterizar a comunidade de macroinvertebrados aquáticos em função da
distribuição temporal e espacial de sua abundância, diversidade, riqueza, categorização
funcional de alimentação e biomassa e relacionar esta informação com parâmetros
físicos e químicos de qualidade de água e com a qualificação visual do grau de
preservação das condições ecológicas e de diversidade de hábitats de um córrego
periurbano.
1.3. Hipóteses
Esta pesquisa é norteada pela seguinte hipótese: “Assumindo o papel da
comunidade de macroinvertebrados aquáticos como bioindicadores da qualidade de
água, é possível utilizar a estrutura e composição da comunidade como indicador de
grau de preservação de um córrego peri-urbano submetido a diferentes tipos e grau de
intensidade de influência antrópica”.
Para nortear este estudo foram levantadas as seguintes perguntas:
- Um Protocolo de Avaliação Rápida baseada em qualificação visual pode
ser utilizado para caracterizar as condições ecológicas e diversidade de
hábitat de um córrego periurbano?
- Existem diferenças significativas nas medidas das variáveis física e
químicas da qualidade de água entre os trechos do córrego periurbano
estudado?
- Existem diferenças significativas na estrutura e composição das
comunidades de macroinvertebrados aquáticos entre os períodos de chuva
e seca de 2004/2005?
- A distribuição da abundância, diversidade, riqueza de táxons, categorização
funcional de alimentação e biomassa dos macroinvertebrados está
relacionada com a informação obtida sobre o grau de preservação dos
trechos estudado ao longo do córrego periurbano?
- O uso da biomassa tem um valor potencial como indicador do grau de
preservação e pode ser utilizado como mais um parâmetro de
biomonitoramento?
2. Materiais e métodos
2.1. Área de estudo
O Distrito Federal é drenado por rios pertencentes a três das mais importantes
bacias hidrográficas brasileiras: Bacia do Rio São Francisco (Rio Preto), Bacia
Tocantins/Araguaia (Rio Maranhão) e Bacia do Rio Paraná (rios São Bartolomeu e
Descoberto).
A Bacia do Rio São Bartolomeu é a bacia hidrográfica de maior área no Distrito
Federal, ocupando 62,5% de sua área total. Esta bacia nasce no norte do DF e se estende
no sentido norte-sul, drenando todo o seu trecho central. Nesta bacia estão situadas parte
das regiões administrativas de Sobradinho, Planaltina, Paranoá e São Sebastião. Dentre
as planícies que ocorrem no Distrito Federal, destaca-se, por sua extensão e largura, a
do Rio São Bartolomeu. O Rio São Bartolomeu representa o principal curso d’água
desta bacia. Este corta o Distrito Federal no sentido norte-sul e tem como afluentes de
maior importância o Ribeirão Sobradinho, que banha a cidade-satélite de mesmo nome
(SEDUH, 2002) (Figura 1).
Figura 2 - Mapa de localização da Bacia Hidrográfica do São Bartolomeu e 4 dasprincipais sub-bacias da região centro norte do DF. EMA/SEMATEC 1994.(Modificado de Pinelli, 1999).
Área da Bacia Hidrográfica do São Bartolomeu no Distrito Federal
1 - Sub-bacia do Pipiripau.2 -Sub-bacia do Mestre D`armas.3 - Sub-bacia do Sobradinho.4 - Sub-bacia do Paranoá.
4
3
21
1 : 300000Escala Aproximada
Brasília
15 50`
47 50`
Segundo a classificação de Köppen, o clima do Distrito Federal é tropical (AW),
nas áreas com cotas altimétricas abaixo de 1.000 metros (bacias hidrográficas dos rios
São Bartolomeu, Preto, Descoberto/Corumbá, São Marcos e Maranhão) (SEDUH,
2002). No clima do Distrito Federal observa se a existência de duas estações, uma
chuvosa, no verão, e outra seca, no inverno. A temperatura média situa-se acima de 19
graus centígrados. As temperaturas mais baixas ocorrem entre junho e julho, com
uma média de 19,6 graus centígrados nas mais altas entre setembro e outubro, com
media de 22,8 graus centígrados. A precipitação pluviométrica anual excede 1500 mm,
caracterizando se as chuvas como de grande intensidade e de curta duração,
distribuídas irregularmente. De abril a setembro, devido a ausência quase total de
chuvas, com menos de 1% da precipitação anual, a umidade relativa do ar sofre uma
queda sensível em relação as suas médias anuais, de 68%, atingindo níveis inferiores a
25%.
Nesta dissertação foi objeto de estudo o Ribeirão Sobradinho que tem uma
extensão de 28 km e área de drenagem de 153 km2 . A profundidade do ribeirão varia de
0,50 m e largura de 0,60 m em áreas próximas à nascente a profundidade de 2 m e
largura de 9 m nas proximidades da foz com Rio São Bartolomeu. A sub-bacia do
Ribeirão Sobradinho está localizada na porção centro norte do Distrito Federal a 22 km
de Brasília, entre os paralelos 15° 36’25” e 15°45’35” e os meridianos 47o53’00’’ e
47o31’08’’. No Ribeirão Sobradinho, o grande problema é a intensa expansão da
ocupação urbana. As principais fontes de alteração reconhecidas na área são: efluentes
domésticos provenientes da Cidade de Sobradinho, dos Condomínios e dos
assentamentos urbanos. Observa-se ainda a presença de resíduos da adubação química e
defensivos agrícolas, entretanto estas se apresentam como atividade secundária na área
(Figura 2).
Figura 2 - Imagem de satélite da ocupação do solo no entorno das estações de coleta ao
longo do Ribeirão Sobradinho, DF (Fonte: Image, 2006 Digital Globe).
2.2. Estações de coleta
Em coletas preliminares ao longo do Ribeirão Sobradinho foram estabelecidos
para o presente estudo 8 estações de coleta distribuídas desde sua nascente até sua
desembocadura no Rio São Bartolomeu, considerando os locais próximos as áreas de
nascentes, fontes pontuais de poluição, proximidades com centros urbanos, de culturas
agrícolas e com facilidade de acesso. O mapa da Figura 3 ilustra a sub-bacia do Ribeirão
Sobradinho e a localização das estações de coleta, seguido por fotos que caracterizam as
áreas estudadas (Figura 4).
Figura 3 – Localização das oito estações de coleta ao longo do Ribeirão Sobradinho,
DF. Representação esquemática. Extraído de IEMA/SEMATEC. 1994. Modificado.
Figura 4 – Fotos das estações de coleta ao longo do Ribeirão Sobradinho, DF.
2.3. Características Ecológicas de trechos do Ribeirão Sobradinho
Para avaliação das condições ambientais das estações de coleta localizadas no
Ribeirão Sobradinho e no seu entorno foi utilizado um Protocolo de Avaliação Rápida
das Condições Ecológicas e da Diversidade de Hábitat em Trechos de Bacias
Hidrográficas, que busca avaliar não só o ambiente aquático, mas também, o uso e
ocupação do solo na região de seu entorno, proposto por Callisto et al. (2002b). O
protocolo avalia um conjunto de parâmetros em categorias descritas e pontuadas de 0 a
4 (Quadro 1) e de 0 a 5 (Quadro 2). Esta pontuação é atribuída a cada parâmetro com
base na observação das condições do hábitat. O valor final do protocolo de avaliação é
obtido a partir do somatório dos valores atribuídos a cada parâmetro
independentemente. As pontuações finais refletem o nível de preservação das condições
ecológicas dos trechos estudados, onde valores entre 0 e 40 pontos representam trechos
impactados, 41 e 60 pontos representam trechos alterados e, acima de 61 pontos, trechos
naturais.
Quadro 1: Protocolo de Avaliação Rápida da Diversidade de Hábitat em trechos de
bacias hidrográficas, proposto em Callisto et al. (2002b).Obs.: 4 pontos (situação
natural), 2 e 0 pontos (situações leve ou severamente alteradas).
Descrição do Ambiente Localização: Data de Coleta: ___ /___/___ Hora da Coleta: __________ Tempo (situação do dia): Modo de coleta (coletor): Tipo de Ambiente: Córrego ( ) Rio ( ) Largura média: Profundidade média: Temperatura da água:
PONTUAÇÃO PARÂMETROS
4 pontos 2 pontos 0 ponto
1.Tipo de ocupação das margens do corpo d’água (principal atividade)
Vegetação natural
Campo de pastagem/Agricultura/
Monocultura/ Reflorestamento
Residencial/ Comercial/ Industrial
2. Erosão próxima e/ou nas margens do rio e assoreamento em seu leito
Ausente Moderada Acentuada
3. Alterações antrópicas Ausente Alterações de origem
doméstica (esgoto, lixo)
alterações de origem industrial/ urbana
(fábricas, siderurgias, canalização, retilização do
curso do rio)
4. Cobertura vegetal no leito parcial Total Ausente
5. Odor da água nenhum Esgoto (ovo podre) óleo/industrial
6. Oleosidade da água ausente Moderada Abundante
7. Transparência da água transparente turva/cor de chá-forte opaca ou colorida
8. Odor do sedimento (fundo) nenhum Esgoto (ovo podre) óleo/industrial
9. Oleosidade do fundo ausente Moderado Abundante
10. Tipo de fundo pedras/cascalho Lama/areia cimento/canalizado
Quadro 2: Protocolo de Avaliação Rápida da Diversidade de Hábitats em trechos de
bacias hidrográficas, proposto por Callisto et al. (2002b). Obs.: 5 pontos (situação
natural), 3, 2 e 0 pontos (situações leve, moderada ou severamente alteradas). PARÂMETROS PONTUAÇÃO
5 pontos 3 pontos 2 pontos 0 ponto
11. Tipos de fundo Mais de 50% com hábitats diversificados; pedaços de
troncos submersos; cascalho ou outros hábitats estáveis.
30 a 50% de hábitats diversificados; hábitats
adequados para a manutenção das populações
de organismos aquáticos.
10 a 30% de hábitats diversificados; disponibilidade
de hábitats insuficiente; substratos freqüentemente
modificados.
Menos que 10% de hábitats diversificados; ausência de
hábitats óbvia; substrato rochoso instável para fixação
dos organismos.
12. Extensão de rápidos
Rápidos e corredeiras bem desenvolvidas; rápidos tão largos quanto o rio e com o comprimento igual ao dobro
da largura do rio.
Rápidos com a largura igual à do rio, mas com
comprimento menor que o dobro da largura do rio.
Trechos rápidos podem estar ausentes; rápidos não tão largos quanto o rio e seu
comprimento menor que o dobro da largura do rio.
Rápidos ou corredeiras inexistentes.
13. Freqüência de rápidos
Rápidos relativamente freqüentes; distância entre
rápidos dividida pela largura do rio entre 5 e 7.
Rápidos não freqüentes; distância entre rápidos
dividida pela largura do rio entre 7 e 15.
Rápidos ou corredeiras ocasionais; hábitats formados
pelos contornos do fundo; distância entre rápidos
dividida pela largura do rio entre 15 e 25.
Geralmente com lâmina d’água “lisa” ou com rápidos
rasos; pobreza de hábitats; distância entre rápidos
dividida pela largura do rio maior que 25.
14. Tipos de substrato
Seixos abundantes (prevalecendo em
nascentes).
Seixos abundantes; cascalho comum.
Fundo formado predominante- mente por cascalho; alguns
seixos presentes.
Fundo pedregoso; seixos ou lamoso.
15. Deposição de lama
Entre 0 e 25% do fundo coberto por lama.
Entre 25 e 50% do fundo coberto por lama.
Entre 50 e 75% do fundo coberto por lama.
Mais de 75% do fundo coberto por lama.
16. Depósitos sedimentares
Menos de 5% do fundo com deposição de lama; ausência de deposição nos remansos.
Alguma evidência de modificação no fundo, principalmente como
aumento de cascalho, areia ou lama; 5 a 30% do fundo afetado; suave deposição
nos remansos.
Deposição moderada de cascalho novo, areia ou lama nas margens; entre 30 a 50% do fundo afetado; deposição
moderada nos remansos.
Grandes depósitos de lama, maior desenvolvi-
mento das margens; mais de 50% do fundo modificado; remansos ausentes devido à significativa deposição de
sedimentos.
17. Alterações no canal do rio
Canalização (retificação) ou dragagem ausente ou
mínima; rio com padrão normal.
Alguma canalização presente, normalmente
próximo à construção de pontes; evidência de
modificações há mais de 20 anos.
Alguma modificação presente nas duas margens; 40 a 80%
do rio modificado.
Margens modificadas; acima de 80% do rio modificado.
18 Características do fluxo das águas
Fluxo relativamente igual em toda a largura do rio; mínima quantidade de
substrato exposta.
Lâmina d’água acima de 75% do canal do rio; ou
menos de 25% do substrato exposto.
Lâmina d’água entre 25 e 75% do canal do rio, e/ou maior
parte do substrato nos “rápidos” exposto.
Lâmina d’água escassa e presente apenas nos remansos.
19. Presença de mata ciliar
Acima de 90% com vegetação ripária nativa,
incluindo árvores, arbustos ou macrófitas; mínima
evidência de desflorestamento; todas as plantas atingindo a altura
“normal”.
Entre 70 e 90% com vegetação ripária nativa;
desflorestamento evidente mas não afetando o desenvolvimento da
vegetação; maioria das plantas atingindo a altura
“normal”.
Entre 50 e 70% com vegetação ripária nativa;
desflorestamento óbvio; trechos com solo exposto ou vegetação eliminada; menos
da metade das plantas atingindo a altura “normal”.
Menos de 50% da mata ciliar nativa; desfloresta-
mento muito acentuado.
20 Estabilidade das margens
Margens estáveis; evidência de erosão mínima ou
ausente; pequeno potencial para problemas futuros.
Menos de 5% da margem afetada.
Moderadamente estáveis; pequenas áreas de erosão freqüentes. Entre 5 e 30% da margem com erosão.
Moderadamente instável; entre 30 e 60% da margem com erosão. Risco elevado de erosão durante enchentes.
Instável; muitas áreas com erosão; freqüentes áreas
descobertas nas curvas do rio; erosão óbvia entre 60 e 100%
da margem.
21. Extensão de mata ciliar
Largura da vegetação ripária maior que 18 m; sem
influência de atividades antrópicas (agropecuária,
estradas, etc.).
Largura da vegetação ripária entre 12 e 18 m;
mínima influência antrópica.
Largura da vegetação ripária entre 6 e 12 m; influência
antrópica intensa.
Largura da vegetação ripária menor que 6 m; vegetação restrita ou ausente devido à
atividade antrópica.
22. Presença de plantas aquáticas
Pequenas macrófitas aquáticas e/ou musgos distribuídos pelo leito.
Macrófitas aquáticas ou algas filamentosas ou
musgos distribuídas no rio, substrato com perifiton.
Algas filamentosas ou macrófitas em poucas pedras ou alguns remansos, perifiton
abundante e biofilme.
Ausência de vegetação aquática no leito do rio ou grandes bancos macrófitas
(p.ex. aguapé).
2.4 Período de amostragem
As coletas de macroinvertebrados aquáticos e de água foram realizadas
mensalmente nos meses de dezembro de 2004 a março de 2005, correspondendo ao
período de chuva e de maio a agosto de 2005 , correspondendo ao período de seca do
Bioma Cerrado na região do Distrito Federal.
2.5 Variáveis físicas e químicas da água
Em cada estação de coleta foram feitas medidas de temperatura da água com
auxílio de um termômetro de mercúrio graduado (0,1°C). Foram coletadas amostras de
água para medição em laboratório dos parâmetros: pH, condutividade elétrica (µS/cm) e
turbidez (FTU) com auxílio de um medidor HACH. As concentrações de Oxigênio
Consumido (mg/L) foram determinadas pelo método do Permanganato de Potássio, a
alcalinidade (mg/L) pelo método titulométrico (Golterman et al, 1978) e Oxigênio
Dissolvido (mg/L) pelo método de Winkler (Golterman et al., 1978). Com um
espectrofotômetro HACH DR 2000 foi determinado o teor de amônia (N-NH3+) pelo
método de Nessler e também o fosfato (P-PO4-). A concentração de Nitrato (Mg/L) foi
determinada pelo método de leitura de absorbância em espectrofotômetro .
2.6. Macroinvertebrados aquáticos
Para a coleta de macroinvertebrados aquáticos foi utilizado uma amostrador tipo
puçá ( 250 μm de malha e 30 cm de largura) . Em cada coleta, foi amostrada uma área
de 1,50m x 0,31m (0,465 m²). Foram feitas três réplicas para cada estação de coleta ao
longo do período de estudo. As amostras foram condicionadas em sacos plásticos, e
levadas para o laboratório onde foram lavadas sobre peneiras com abertura de malhas de
1,00 e 0,50 mm, triadas com auxílio de microscópio estereoscópio e os exemplares
fixados em álcool 70%. Para a identificação ao nível de família foram utilizadas chaves
de identificação para grupos específicos: Merritt & Cummins (1996), Perez (1988) e
Pennak (1989). Durante a identificação, os organismos foram contados e suas
densidades expressadas como indivíduos por m² (ind./m²). Os organismos encontrados
foram classificados nos seguintes categorias funcionais de alimentação (Merrit &
Cummins, 1996 e Cummins et al., 2005): coletores-catadores, coletores-filtradores,
raspadores, predadores e fragmentadores. Para cada categoria , os indivíduos foram
separados por classes de tamanho: classe 1: menor de 10 mm; classe 2: tamanho entre
10 e 15 mm; classe 3: tamanho entre 15 e 20 mm e classe 4: maior de 20 mm. As pupas
não sendo classificadas em grupos funcionais de alimentação foram retiradas desta
análise. Para determinação da biomassa seca, os macroinvertebrados foram retirados dos
seus casulos ou conchas no caso de moluscos e separados segundo a sua categoria
funcional e seu tamanho. Foram colocados em bandejas de alumínio previamente
pesadas, secadas em estufa a 60°C por 48 horas e pesadas novamente em balança
Metler H54 com precisão de 0,01 mg. Preservação em álcool 70% pode causar
mudança na biomassa de macroinvertebrados (Leuven et al., 1985 e González et al.,
2003). No entanto, devido ao fato de que as amostras permaneceram fixadas por mais de
5 meses tais tendências não devem afetar a sua utilização na obtenção dos resultados,
que tem como único objetivo a comparação da biomassa entre as estações de coleta e os
períodos de amostragem.
2.7. Tratamento dos Resultados
Para avaliar a estrutura da comunidade de macroinvertebrados aquáticos foram
calculados os índices de diversidade de Shannon-Wienner e equitabilidade de Pielou
segundo Magurran (1991), foi estimada a densidade de organismos (indivíduos/m2), a
biomassa (g/m²), o percentual de ocorrência (de indivíduos e de grupos funcionais de
alimentação) e a riqueza taxonômica , através do número total de táxons encontrado por
amostra.
Os resultados obtidos nas análises físicas e químicas da água e da comunidade
de macroinvertebrados aquáticos foram submetidos ao teste de normalidade
Kolmogorov-Smirnov. Como a maioria das variáveis não apresentou distribuição
normal, foram utilizados testes não paramétricos. Para avaliar se as diferenças foram
significativas foram utilizados o teste não paramétrico de Kruskal-Wallis e Mann-
Whitney (Zar, 1999) com os dados obtidos entre os períodos amostrais e entre as
estações de coleta. As análises estatísticas foram realizadas utilizando-se o programa
SPSS 12.0 for Windows (SPSS Inc., Illinois, USA).
3. Resultados
Considerando a influência dos fatores ambientais na ocorrência e distribuição
das espécies aquáticas e a importância de se distinguir as respostas da fauna relativas às
variações naturais dos sistemas, daquelas relacionadas com atividades antrópicas,
optou-se por apresentar em primeiro lugar os resultados da caracterização ambiental e,
em seguida, os resultados de distribuição dos macroinvertebrados aquáticos.
3.1 Caracterização ambiental da área de estudo
3.1.1.Condições ecológicas
O Protocolo de Avaliação Rápida mostrou diferenças nos níveis de preservação
das condições ecológicas ao longo do Ribeirão Sobradinho. Os resultados demonstram a
ocorrência de um gradiente ambiental que variou de acordo com a presença humana e o
tipo de atividade desenvolvida na área. A estação de coleta #01 foi classificada como
pertencente a trechos naturais (pontuação 66). No entanto sua pontuação foi
relativamente baixa para um ambiente natural, devido à descaracterização do leito
(perda da diferenciação entre áreas correnteza e remanso, diminuição da diversidade de
substratos, entre outros), porém sem influência antrópica direta evidente. As estações
de coleta SOBR 03, 04, 05 e 06 próximas do centro urbano, foram classificadas com
pertencentes a trechos impactados (pontuação entre 18 e 39). A estação SOBR 05
apresentou a pontuação mais baixa devido à proximidade de uma estação de tratamento
de esgoto, que tem conseqüências diretas sobre as condições ecológicas do entorno. As
estações de coleta SOBR 02, 07 e 08 foram classificadas como pertencentes a trechos
alterados (pontuação entre 53 e 60). Nesses locais, a ocupação das margens para
agricultura, amplificou os efeitos da erosão e assoreamento. Além disso, a própria
dinâmica de uso e interação dos agricultores com o rio é mais intenso, o que também
aumenta a intensidade dos processos de degradação (Tabela 1).
Tabela 1 - Caracterização das condições ecológicas dos trechos estudados no Ribeirão Sobradinho usando o Protocolo de Avaliação Rápida
proposto por Callisto et al. (2002b)
SOBR 01 SOBR 02 SOBR 03 SOBR 04 SOBR 05 SOBR 06 SOBR 07 SOBR 08Tipo de ocupação das margens Natural Natural Urbano Agricultura Urbano Agricultura Agricultura AgriculturaErosão Ausente Moderada Acentuada Acentuada Acentuada Acentuada Moderada ModeradaAlterações antrópicas Ausente Ausente lixo lixo esgoto canalização fabrica lixoCobertura vegetal no leito parcial parcial ausente ausente ausente total total totalOdor da água ausente ausente esgoto ausente esgoto ausente ausente ausenteOleosidade da água ausente ausente ausente ausente ausente ausente ausente ausenteTransparência da água transparente transparente turva turva opaca turva turva turvaOdor do sedimento (fundo) Ausente Ausente esgoto ausente esgoto ausente ausente ausenteOleosidade do fundo Ausente Ausente Ausente Ausente Ausente Ausente Ausente AusenteTipo de fundo lama e areia lama e areia lama e areia lama e areia lama e areia lama e areia lama e areia lama e areia
Tipos de fundo
Extensão de rápidos
Freqüência de rápidos
Tipos de substrato
Deposição de lama 25- 50% 25- 50% 50-75% 50-75% >75% >75% 25- 50% 25- 50%Depósitos sedimentares 5-30% 30-50% 30-50% 30-50% > 50% 30-50% 5-30% 5-30% Alterações no canal do rio <40% 40-80% 40-80% >80% >80% 40-80% <40% <40%Fluxo das águasPresença de mata ciliar 50 e 70% 50 e 70% < de 50% < de 50% < de 50% 50 e 70% 50 e 70% 50 e 70%
Estabilidade das margens 5-30% 30-60% 60-100% 60-100% 60-100% 30-60% 30-60% 30-60%Extensão de mata ciliar 6-12m 6-12m <6 m <6 m <6 m 6-12m 6-12m 6-12mPlantas aquáticasPontuação 66 60 32 30 18 39 53 55Classificação natural alterado impactado impactado impactado impactado alterado alterado
Trechos rápidos podem estar ausentes; rápidos não tão largos quanto o rio e seucomprimento < que o dobro da largura do rio.
Rápidos com a largura igual à do rio,mas com comprimento < que o dobro dalargura do rio.
Rápidos ou corredeiras ocasionais; habitats formados pelos contornos do fundo;distância entre rápidos dividida pela largura do rio entre 15 e 25. Geralmente com lâmina d’água “lisa” ou com rápidos
rasos; pobreza de habitats; distância entre rápidos divididapela largura do rio > que 25.
Rápidos ou corredeiras ocasionais;habitats formados pelos contornos dofundo; distância entre rápidos divididapela largura do rio entre 15 e 25.
Rápidos ou corredeiras inexistentes.
Estações de coletaPARÂMETROS
30 a 50% de habitats diversificados; habitats adequados para a manutenção das populações de organismos aquáticos
Menos que 10% de habitats diversificados; ausência de habitats óbvia; substrato rochoso instável para fixação dos organismos.
30 a 50% de habitats diversificados; habitatsadequados para a manutenção das populações de organismos aquáticos
Ausência de vegetação aquática no leito do rio ou grandes bancos macrófitas
Fundo formado por cascalho; alguns seixos presentes Fundo pedregoso; seixos ou lamoso Fundo formado por cascalho; alguns seixos presentes
Lâmina d’água acima de 75% do canal do rio; ou menos de 25% do substrato exposto.
3.1.2. Precipitação
O regime de chuvas é um fator ambiental importante na dinâmica de
organização e estrutura das comunidades aquáticas. Ele afeta alguns dos principais
parâmetros associados à distribuição de espécies como vazão, entrada de matéria
orgânica nos corpos d’água, estabilidade e disponibilidade de microhábitats. Além
disso, altera os processos de aumento ou redução na entrada de nutrientes nos corpos
d’água procedente das áreas ocupadas nas margens do córrego, o que invariavelmente
afeta as comunidades aquáticas.
Foram feitas comparações dos dados de precipitação encontrados no ano 2004 e
2005. A comparação entre as duas escalas temporais é necessária, pois apesar de ter
uma estação chuvosa e seca diferenciada, as regiões de clima tropical são caracterizadas
por uma certa instabilidade na dinâmica das chuvas, o que pode ocasionar mudanças
ambientais importantes e afetar o comportamento esperado da fauna.
Durante o período de estudo, a pluviosidade mensal variou de 220 mm³ no mês
de dezembro/04 a 39,1 mm³ no mês de agosto/05, o menor volume de chuvas foi
registrado no mês de julho/04 (0,2 mm³) (Figura 5).
Figura 5 - Pluviosidade mensal (mm³) na região de estudo para o período de dezembro
de 2004 a novembro de 2005. As barras com estrela indicam os meses de coleta (dados
fornecido pelo INMET, DF).
0,0
50,0
100,0
150,0
200,0
250,0
300,0
350,0
400,0
450,0
dez/04 jan/05 fev/05 mar/05 abr/05 mai/05 jun/05 jul/05 ago/05 set/05 out/05 nov/05
Meses
Pluv
iosi
dade
(mm
³)
No verão de 2004/2005 houve aumento gradual da pluviosidade com a maior
parte das chuvas concentrando-se no mês de março, em contraste com a variação da
pluviosdade mensal do ano anterior. Notamos ainda, que os meses de maio a julho de
2005 tiveram valores muito baixos de precipitação em relação ao ano anterior enquanto
o mês de agosto apresentou uma pluviosidade relativamente alta para o período de
inverno, evidenciando novamente um desequilíbrio na distribuição das chuvas. Estas
alterações podem vir a afetar os resultados encontrados, já que esperávamos uma maior
distribuição da pluviosidade nos meses estudados (Tabela 2).
Tabela 2 - Precipitação mensal na área de estudo nos anos 2004 e 2005 (Dados
fornecido pelo INMET, DF).
3.1.3. Medidas das variáveis físicas e químicas da água
Durante o período de estudo, a temperatura média da água nas estações de coleta
variaram entre 21,40 °C ± 1,33 (SOBR 06) a 22,23 °C ±1,10 (SOBR 02) (Figura 6).
Não houve diferenças significativas entre as estações de coleta (Kruskall-Wallis;
p>0,05).
Ano JAN FEV MAR ABR MAI JUN JUL AGO SET OUT NOV DEZ2004 43,7 215,9 126,6 142,0 90,7 27,9 27,3 0,3 16,9 99,2 151,3 220,12005 245,2 262,2 398,6 28,0 17,0 5,4 0,2 39,1 55,9 57,3 226,5 422,2
20,4020,6020,8021,0021,2021,4021,6021,8022,0022,2022,4022,60
SOBR 01 SOBR 02 SOBR 03 SOBR 04 SOBR 05 SOBR 06 SOBR 07 SOBR 08
Estações de coleta
Tem
pera
tura
(°C
)
Figura 6 - Variação das médias e desvio padrão da temperatura da água nas estações de
coleta no Ribeirão Sobradinho,nos meses de dez/04 a mar/05 e de mai/05 a ago/05.
O pH variou entre 5,91 ± 0,58 na estação SOBR 01 a 6,45 ± 0,38 na estação
SOBR 03. Não houve diferenças significativas entre as estações de coleta (Kruskall-
Wallis; p>0,05). Os valores de Oxigênio Consumido (OC mg/L) não foram diferentes
significativamente entre as estações de coleta apresentando valores médios entre 2,75 ±
1,33 em SOBR 04 e 4,72 ± 1,84 em SOBR 05 (Tabela 3).
As concentrações de Sólidos Totais Dissolvidos (TDS mg/L), Oxigênio
Dissolvido (OD mg/L) e Alcalinidade (mg/L CaC03) assim como as medidas de
Condutividade elétrica (us/cm) e Turbidez (FTU) foram significativamente diferentes
entre as estações de coleta (Kruskall- Wallis; p< 0,05) (Tabela 4).
Tabela 4 - Resultados do Teste Kruskal-Wallis para os efeitos das estações de coleta
sobre as medidas das variáveis físicas e químicas da água ao longo do Ribeirão
Sobradinho (dez/04 a mar/05 e mai/05 a ago/05).
OD
mg/L pH TDS mg/L
Condu. us/cm
Alcalinidade mg/L CaC03
OC mg/L
Turbidez FTU
X² 36,939 8,810 28,852 30,067 34,279 7,151 27,770 Df 7 7 7 7 7 7 7 P ,000* ,267 ,000* ,000* ,000* ,413 ,000*
A estação SOBR 05 apresentou o valor médio mais elevado de alcalinidade
(39,58 ± 5,88 mg/L CaCO3), Sólidos Totais Dissolvidos (48,64 ± 21,86 mg/L),
Condutividade elétrica (100,71 ± 43,49 µS/cm), P- PO4- (0,22 ± 0,20 mg/L) e N-NH3
+
(7,16 ± 1,12 mg/L) e o menor valor médio de Oxigênio Dissolvido (3,6 ± 0,46 mg/L) .
A estação SOBR 1 apresentou a média mais baixa de Sólidos Totais
Dissolvidos (5,61 ± 4,76 mg/L), Alcalinidade (11,95 ± 6,26 mg/L Ca CO3),
Condutividade elétrica (12,70 ± 9,92 µS/cm), Turbidez (8,50 ± 3,12 FTU), N-NO3-
(1,74 ± 1,34 mg/L) e N-NH3+ (0,02 ± 0,03 mg/L) (Tabela 3).
Tabela 3 - Valores médios e desvio padrão das medidas físicas e químicas da água nas estações de coleta ao longo do Ribeirão Sobradinho
(dez/04 a mar/05 e mai a ago/05).
OD TDS Cond N-NH3+ P-PO4 3+ Alc OC Turbidez N- NO3 - Estação
de coleta (mg/L) pH
(mg/L) (µS/cm) (mg/L) (mg/L) (mg/L CaC03) (mg/L) (FTU) (mg/L)
SOBR 01 5,81 ± 0,60 5,91 ± 0,58 5,61 ± 4,76 12,70 ± 9,92 0,02 ± 0,03 0,06 ± 0,09 11,95 ± 6,26 3,28 ± 2,61 8,50 ± 3,12 1,74 ± 1,34
SOBR 02 5,94 ± 0,39 6,19 ± 0,46 21,76 ± 2,98 45,26 ± 6,04 0,29 ± 0,40 0,09 ± 0,12 15,90 ± 3,52 3,16 ± 2,35 43,63 ± 48,57 8,70 ± 0,75
SOBR 03 5,40 ± 0,59 6,45 ± 0,38 23,64 ± 2,43 48,78 ± 5,33 0,32 ± 0,58 0,13 ± 0,17 19,45 ± 4,05 3,73 ± 3,86 50,63 ± 72,23 8,60 ± 1,05
SOBR 04 5,57 ± 0,39 6,38 ± 0,34 21,73 ± 2,21 44,74 ± 4,48 0,19 ± 0,16 0,06 ± 0,07 24,65 ± 6,40 2,75 ± 1,33 26,63 ± 12,68 4,39 ± 0,93
SOBR 05 3,61 ± 0,46 6,33 ± 0,30 48,64 ± 21,86 100,71 ± 43,49 7,16 ± 1,12 0,22 ± 0,20 39,58 ± 5,88 4,72 ± 1,84 26,50 ± 5,15 5,63 ± 2,54
SOBR 06 5,55 ± 0,62 6,11 ± 0,38 19,46 ± 7,11 41,10 ± 15,17 0,81 ± 0,58 0,05 ± 0,05 15,35 ± 6,62 4,00 ± 1,68 16,75 ± 4,06 7,03 ± 1,58
SOBR 07 6,95 ± 0,59 6,27 ± 0,34 21,09 ± 7,86 44,15 ± 16,45 0,41 ± 0,31 0,06 ± 0,05 14,35 ± 9,75 4,31 ± 2,29 17,25 ± 6,78 7,69 ± 1,46
SOBR 08 6,14 ± 0,77 6,39 ± 0,34 20,06 ± 7,71 33,51 ± 18,50 0,21 ± 0,21 0,04 ± 0,05 13,50 ± 4,32 3,58 ± 2,25 21,00 ± 6,65 7,35 ± 1,32
A análise comparativa das médias das oito estações de coleta revela que dentre
as dez medidas analisadas foram encontradas diferenças significativas (Mann Whitney;
p< 0,05) entre os períodos de chuva e seca para seis medidas, a variação média dos
parâmetros Sólidos Totais Dissolvidos (TDS mg/L) e Condutividade elétrica (µS/cm)
foi maior durante o período de seca, enquanto que as medidas de Turbidez (FTU),
Alcalinidade (mg/L CaC03) e os teores de P- PO4- (mg/L) e Oxigênio Consumido
(mg/L) foram maiores durante o período de chuva (Tabela 5).
Tabela 5 - Variação média das variáveis físicas e químicas da água ao longo do Ribeirão
Sobradinho durante o período de chuva (dez/2004 a mar/2005) e seca (mai/2005 a
ago/2005).
Variáveis Chuva Seca
OD mg/L 5,56 ± 0,91 5,68 ± 1,16
pH 6,16 ± 0,44 6,35 ± 0,37
TDS mg/L 19,73 ± 10,88 25,76 ± 16,55
Condu µS/cm 39,30 ± 22,96 53,43 ± 33,72
N- NH3+ mg/L 1,24 ± 2,07 1,11 ± 2,62
P- PO4- mg/L 0,11 ± 0,10 0,07 ± 0,14
Alcal. mg/L CaC03 22,55 ± 8,66 16,13 ± 11,00
OC mg/L 5,15 ± 2,30 2,23 ± 1,16
Turbidez FTU 34,91 ± 43,99 17,81 ± 7,58
Nitrato mg/L 6,50 ± 2,46 6,28 ± 2,82
3.1.4. Condições ecológicas e variáveis físicas e químicas da água
Considerando a avaliação das condições ecológicas segundo Protocolo proposto
por Callisto et al. (2002b), as estações de coleta foram agrupadas segundo a pontuação
obtida (1-natural (SOBR 1), 2- alterado (SOBR 02, 07 e 08) e 3- impactado (SOBR 03,
04, 05 e 06).
O teste de Kruskall-Wallis mostrou que as concentrações médias de Sólidos
Totais Dissolvidos (TDS mg/L), Oxigênio Dissolvido (OD mg/L), Alcalinidade (mg/L
CaC03), N-NO3- (mg/L) e N-NH3
+ (mg/L), assim como as medidas de Condutividade
elétrica (µS/cm) e Turbidez (FTU) foram significativamente diferentes entre as
classificações dadas às estações de coleta (Kruskall-Wallis; P<0,05). Os teores de P-
PO4- (mg/L), Oxigênio Consumido (mg/L) e os valores médios de pH não foram
significativamente diferentes (Kruskall-Wallis; p>0,05) (Tabela 6).
Tabela 6 - Resultados do Teste Kruskal-Wallis para os efeitos das estações de coleta
classificadas segundo Protocolo, sobre as medidas físicas e químicas da água nas
estações de coleta ao longo do Ribeirão Sobradinho (dez/04 a mar/05 e mai/05 a
ago/05).
OD
mg/L pH TDS
mg/L Cond. µS/cm
NH3+
mg/L PO4
-
mg/L Alca. mg/L
CaC03 OC
mg/L Turbidez
FTU NO3
-
mg/L X² 23,241 3,707 19,508 19,631 13,674 2,219 19,774 0,760 19,483 25,876 df 2 2 2 2 2 2 2 2 2 2 P 0,000* 0,157 0,000* 0,000* 0,001* 0,330 0,000* 0,684 0,000* 0,000*
De um modo geral, nota-se que algumas variáveis de qualidade da água foram
mais alteradas que outras, ao longo do gradiente ambiental e de ocupação humana. As
medidas de pH, fosfatos e oxigênio consumido foram relativamente similares entre as
diferentes estações de coleta, enquanto as medidas de amônia, alcalinidade, sólidos
totais dissolvidos, turbidez e condutividade elétrica, apresentaram um aumento
progressivo, e no caso do oxigênio dissolvido uma diminuição, de acordo com a
intensidade da presença humana e condição de preservação.
Quando comparadas às estações de coletas que tiveram suas condições
ecológicas classificadas como alteradas e impactadas encontrou-se que houve diferenças
significativas para os parâmetros alcalinidade, oxigênio dissolvido, Nitrato e Amônia
(Mann-Whitney; p<0,05).
As estações de coleta agrupadas como trechos impactados (#3) apresentaram
juntas, maiores valores médios de Sólidos Totais Dissolvidos (TDS) (28,37 ± 16,29
mg/L), Alcalinidade (24,76 ±10,84 mg/L CaC03), N-NH3+ (2,12 ± 3,04 mg/L), assim
como as medidas de Condutividade elétrica (58,83 ± 33,18 µS/cm) e Turbidez (30,13 ±
37,22 FTU) enquanto que a concentração média de Oxigênio Dissolvido (OD) foi
menor (5,03 ± 0,97 mg/L). A estação SOBR 1, única classificada como pertencente a
trecho natural (#1) apresentou os menores valores médios nas concentrações dos
nutrientes amônia e nitrato (Figura 7).
Segundo a resolução n° 357 do CONAMA de 2005, que dispõe sobre a
classificação dos corpos de água e diretrizes ambientais para o seu enquadramento, a
análise das variáveis físicas e químicas da água realizada durante o estudo no Ribeirão
Sobradinho mostra que a estação de coleta SOBR 1 encontra-se enquadrada dentro dos
padrões de qualidade de água classe 1. A estação SOBR 5 tem as condições da água
dentro dos limites estabelecidos de classe 4 e as demais estações estão enquadradas no
padrão de qualidade água para classe 2. Só a água da estação SOBR 5 não pode ser
destinada ao abastecimento para consumo humano pois tem suas variáveis físicas e
químicos influenciados pela proximidade de uma estação de tratamento de esgotos
provocando um estado de degradação que pode comprometer a saúde humana e a
manutenção da biodiversidade.
Figura 7 - Variação dos valores das variáveis medidas nas 8 estações de coleta, agrupadas segundo Protocolo de Avaliação Rápida
(Callisto, et al., 2002b). 1- Trecho do rio natural (SOBR 1), 2- trecho alterado (SOBR 02, 07 e 08), 3- trecho impactado (SOBR 3,4,5 e 6).
1 2 3
PROTOCOLO
3,00
4,00
5,00
6,00
7,00
8,00O
D m
g/L
1 2 3
PROTOCOLO
0,0
20,0
40,0
60,0
80,0
TD
S m
g/L
1 2 3
PROTOCOLO
0,0
2,0
4,0
6,0
8,0
10,0
12,0
Nitr
ato
mg/
L
1 2 3
PROTOCOLO
0,00
2,00
4,00
6,00
8,00
10,00
Nh3 m
g/L
1 2 3
PROTOCOLO
0,00
50,00
100,00
150,00C
ond.
(µS
/cm
)
1 2 3
PROTOCOLO
0,0
10,0
20,0
30,0
40,0
50,0
Alc
alin
idad
e m
g/L
CaC
03
1 2 3
PROTOCOLO
0
50
100
150
200
250
Tur
bide
z F
TU
3.2. Caracterização da comunidade de macroinvertebrados aquáticos
Nas estações de coleta ao longo do Ribeirão Sobradinho foi encontrado um total
de 29.637 organismos distribuídos em 44 táxons. Destes, 4 táxons foram do filo
Mollusca, 2 do filo Annelida, 1 do filo Platyhelminthes, 1 Arachnoidea e 36 da classe
Insecta. A estrutura da fauna seguiu o padrão geral de organização das comunidades de
macroinvertebrados com a ocorrência de muitos táxons raros e alguns poucos táxons
abundantes. A classe Insecta está representada pelas Ordens Ephemeroptera, Odonata,
Hemiptera, Trichoptera, Lepidoptera, Coleoptera e Diptera. Apresentaram maior
número de táxons a Ordem Diptera e Trichoptera, com 8 e 7, respectivamente. Os
táxons com maior freqüência de ocorrência foram os da sub-família Chironominae da
Ordem Diptera (66,61%) e o Annelida da Classe Oligochaeta (18,44%). Trinta e nove
táxons apresentaram freqüência de ocorrência menor que 1% (Tabela 7).
Tabela 7 - Densidade média (ind/m²), desvio padrão e freqüência de ocorrência (%) dos
táxons se macroinvertebrado aquáticos encontrados nas estações de coleta durante o
período de estudo no Ribeirão Sobradinho, DF.
Táxon Densidade média
(ind/m²) Freqüência de ocorrência (%)
Platyhelminthes Turbellaria Tricladida Planariidae 2,59 ± 20,70 0,56 Annelida Oligochaeta 85,38 ± 537,76 18,44
Hirudinea 9,64 ± 34,38 2,08
Mollusca Gastropoda Prosobranchia Planorbidae 2,72 ± 17,48 0,59 Physidae 0,03 ± 0,27 0,01 Thiaridae
Melanoides tuberculatus 0,81 ± 2,91 0,17
Bivalvia Sphaeriidae 1,78 ± 6,98 0,38 Arthropoda Arachnoidea Hydracarina 0,07 ± 0,38 0,01
Tabela 7 - (continuação)
Táxons Densidade média
(ind/m²) Freqüência de ocorrência (%)
Insecta Ephemeroptera Caenidae 0,03 ± 0,27 0,01 Leptophlebiidae 0,34 ± 1,96 0,07 Baetidae 0,97 ± 5,75 0,21 Odonata Calopterygidae 0,37 ± 1,18 0,08 Coenagrionidae 1,04 ± 1,80 0,22 Gomphidae Aphylla 1,61 ± 3,09 0,35 n.i.* 2,02 ± 4,14 0,44 Libellulidae Libellula 1,98 ± 4,02 0,43 Hemiptera Nepidae 0,07 ± 0,54 0,01 Corixidae 0,17 ± 0,70 0,04 Belostomatidae 0,50 ± 1,52 0,11 Naucoridae 3,90 ± 14,19 0,84 Veliidae 0,20 ± 0,63 0,04 Trichoptera Hydropsychidae 1,28 ± 4,31 0,28 Hydroptilidae 0,24 ± 1,16 0,05 Calamoceratidae Phylloicus 0,24 ± 1,44 0,05 Leptoceridae 0,97 ± 2,65 0,21 Polycentropodidae 0,10 ± 0,60 0,02 Glossomatidae 0,03 ± 0,27 0,01 Trichoptera n.i.* 0,13 ± 0,65 0,03 Lepidoptera Pyralidae Petrophila 0,24 ± 1,39 0,05 Coleoptera Hydrophilidae (Larva) 0,30 ± 1,37 0,07 Hydrophilidae (Adulto) 0,91 ± 3,13 0,20 Dytiscidae (Larva) 0,54 ± 1,58 0,12 Dytiscidae (Adulto) 0,67 ± 1,75 0,15 Elmidae (Larva) 3,33 ± 8,07 0,72 Elmidae (Adulto) 1,78 ± 8,05 0,38 Diptera Tipulidae 0,44 ± 1,49 0,09 Simuliidae 0,27 ± 1,46 0,06 Ceratopogonidae 2,89 ± 5,42 0,62 Chironomidae Chironominae 308,47 ± 995,39 66,61 Tanypodinae 6,25 ± 25,28 1,35 Empididae 0,20 ± 0,99 0,04 Psychodidae 0,17 ± 0,88 0,04 Tabanidae 0,17 ± 1,10 0,04 Diptera n.i.* 17,24 ± 61,76 3,72
* não identificado
3.2.1. Distribuição da comunidade de macroinvertebrados por época de coleta
Com relação à influência dos períodos de chuva e seca, foi observada maior
densidade média de organismos no período de chuva (4 726,25 ± 6 177,68 ind./m²) que
no período de seca (2 682,75 ± 1289,504 ind./m²), porém com um desvio padrão maior
durante o período de chuva (Figura 8).
Figura 8 - Densidade média (ind./m²) e desvio padrão dos macroinvertebrados aquáticos
encontrados durante o período de chuva e seca no Ribeirão Sobradinho, DF (dez/04 a
mar/05 e mai/05 a ago/05).
De um modo geral, o aumento do número de indivíduos no período de chuva foi
um resultado surpreendente, considerando que nesta época do ano era esperada uma
menor abundância, em virtude do aumento na pluviosidade. Este resultado pode,
entretanto, estar associado ao fato de que a dinâmica de chuvas no ano de estudo foi
atípica, com uma maior concentração das chuvas no mês de março e relativa
estabilidade da pluviosidade nos meses de dezembro a fevereiro. A época das chuvas é
acompanhada também de um grande aporte de matéria orgânica no rio, o que representa
aumento na disponibilidade de hábitat e alimento para a fauna, assim estes recursos
0,00
2000,00
4000,00
6000,00
8000,00
10000,00
12000,00
Chuva SecaPeríodo de coleta
Den
sida
de m
édia
(ind
.m²
podem ter permanecido mais estáveis para a fauna, ocasionando então um aumento na
abundância de táxons.
Considerando os valores de riqueza taxonômica, Equitabilidade de Pielou e
Diversidade Shannon-Wienner não houve diferença significativa entre os períodos de
seca e de chuvas (Tabela 8).
Tabela 8 - Resultados da riqueza taxonômica, Equitabilidade de Pielou e Diversidade
Shannon-Wienner, segundo Magurran (1991), e densidade (ind./m²) para os
macroinvertebrados aquáticos encontrados por mês de coleta e por período de chuva e
seca no Ribeirão Sobradinho, DF.
Foram encontrados maiores valores de densidade nos meses de dezembro 2004 e
junho de 2005. Os valores de densidade totais encontrados durante os meses de coleta
foram devido à presença de larvas da sub-família Chironominae que contribuiu com
mais de 58% da densidade total encontrada em todos os meses de coleta (Figura 9).
Mês de coleta
Período de Chuva Período de seca
dez/04 jan/05 fev/05 mar/05 Total mai/05 jun/05 jul/05 ago/05 Total
Riqueza Total 32 28 14 19 37 18 32 22 31 39
Densidade Total 13 985 1 886 1 292 1 742 18 905 1 486 4 297 1 817 3 131 10 731Diversidade Shannon- Wienner (H') 1,44 0,98 0,55 0,92 1,13 0,96 1,35 1,25 1,39 1,38
Equitabilidade (J) 0,415 0,294 0,208 0,312 0,31 0,332 0,390 0,404 0,405 0,38
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
dez/04 jan/05 fev/05 mar/05 mai/05 jun/05 jul/05 ago/05
Meses de coleta
Freq
üênc
ia re
altiv
a (%
)
Outros grupos
Chironominae
Figura 9 - Freqüência relativa (%) de larvas do táxon Chironominae presentes no
Ribeirão Sobradinho, durante os meses de coleta.
Na analise da estrutura da comunidade de macroinvertebrados aquáticos por mês
de coleta observa-se diferenças significativas (Kruskall-Wallis; p<0,05) em relação à
densidade numérica e a riqueza taxonômica de organismos (Tabela 9).
Tabela 9 - Resultados do teste de Kruskal-Wallis para os efeitos do mês de coleta sobre
a densidade, Diversidade de Shannon-Wienner, Equitabilidade de Pielou e riqueza
taxonômica de macroinvertebrados aquáticos no Ribeirão Sobradinho (DF).
Efeito Variável df X² P
Densidade 7 20,305 0,005*
Diversidade 7 12,457 0,086
Equitabilidade 7 3,973 0,783 Mes de coleta
Riqueza 7 28,442 0,000*
À exceção do mês de dezembro de 2004, a estrutura da comunidade seguiu o
padrão esperado de variação sazonal para a região. Os resultados indicam a ocorrência
de uma variação temporal na estrutura das comunidades de macroinvertebrados
avaliadas. Isto também foi observado por outros trabalhos realizados em rios da região
do Brasil central e cerrado de Minas Gerais (Callisto & Goulart, 2005, Bispo et al.,
2001; Bispo & Oliveira 1998), onde a variação sazonal se apresenta como fator de
alteração da estrutura da comunidade de macroinvertebrados aquáticos.
3.2.2. Distribuição da fauna por estação de coleta
Considerando a distribuição de organismos entre as estações de coleta foi
observado que a comunidade de macroinvertebrados aquáticos foi significativamente
diferente em relação à sua densidade, diversidade, riqueza e equitabilidade (Kruskall-
Wallis; p< 0,05) (Tabela 10).
Tabela 10 - Resultados do teste Kruskal-Wallis para os efeitos de cada estação de coleta
sobre a densidade, Diversidade de Shannon-Wienner, Equitabilidade de Pielou e riqueza
taxonômica de macroinvertebrados aquáticos no Ribeirão Sobradinho (DF).
Efeito Variável df X² P
Densidade 7 25,488 0,001
Diversidade 7 28,408 0,000
Equitabilidade 7 23,806 0,001 Estação de coleta
Riqueza 7 16,860 0,018
Os valores de riqueza taxonômica variaram de 6 (SOBR 5) a 34 táxons (SOBR
01) durante o período de estudo. O mais alto valor do Índice de Diversidade de
Shannon-Wienner foi encontrado na estação de coleta SOBR 1 (2,73) enquanto que os
mais baixos valores foram encontrados nas estações SOBR 03 e SOBR 05 (0, 82)
(Tabela 11).
Tabela 11 - Riqueza taxonômica, Equitabilidade de Pielou e Diversidade Shannon
Wienner, segundo Magurran (1991), e densidade (ind./m²) para macroinvertebrados
aquáticos encontrados durante o período de estudo por estações de coleta no Ribeirão
Sobradinho (DF).
Na estação SOBR 05 uma alta densidade de organismos foi encontrada devido
ao grande número de larvas do grupo Chironominae. A densidade média deste táxon
Estações de coleta SOBR
1 SOBR
2 SOBR
03 SOBR
04 SOBR
05 SOBR
06 SOBR
07 SOBR
08
Riqueza Total 34 22 23 23 6 25 24 28
Densidade Total 768 1 138 2 146 338 21 839 1 185 1 819 404 Diversidade Shannon- Wienner (H') 2,73 1,49 0,82 2,33 0,82 1,77 1,67 2,53
Equitabilidade (J) 0,774 0,482 0,262 0,743 0,458 0,550 0,525 0,759
nesta estação de coleta foi de 1 920,16 ± 2 292,65 ind./m². A estação SOBR 04
apresentou a mais baixa densidade 338 ind./m², seguido por SOBR 08 com 404 ind./m².
Baixas densidades médias foram encontradas na maioria das demais
populações. Seis dos 7 táxons pertencentes à Ordem Trichoptera e todos os táxons
pertencentes à Ordem Ephemeroptera, Lepidoptera e à Classe Arachnoidea
apresentaram densidades média abaixo de 1ind/m². No total, 27 táxons apresentaram
densidades médias < de 1ind/m² (Anexo A).
Considerando a avaliação das condições ecológicas segundo Protocolo de
Avaliação Rápida proposto por Callisto et al. (2002b), o primeiro destaque destes
resultados é a distinção entre os valores de riqueza de táxons nas áreas impactadas, e os
valores encontrados nas demais estações. Enquanto que na área considerada como
natural, o número de grupos taxonômicos foi de 34 táxons; nas áreas impactadas estes
valores foram reduzidos, sendo observado entre 6 e 25 táxons (Figura 10).
Riqueza Total
05
10152025303540
SOBR01
SOBR02
SOBR03
SOBR04
SOBR05
SOBR06
SOBR07
SOBR08
Diversidade Shannon- Wienner (H')
00,5
11,5
22,5
3
SOBR01
SOBR02
SOBR03
SOBR04
SOBR05
SOBR06
SOBR07
SOBR08
Equitabilidade (J)
00,2
0,40,6
0,81
SOBR01
SOBR02
SOBR03
SOBR04
SOBR05
SOBR06
SOBR07
SOBR08
Trecho natural
Trecho alterado
Trecho impactado
Figura 10 - Variação da Diversidade de Shannon-Wienner, Equitabilidade de Pielou e riqueza
taxonômica de organismos no Ribeirão Sobradinho (DF), agrupadas segundo resultado do
Protocolo de Avaliação Rápida (Callisto, et al., 2002b) 1- natural (SOBR 1), 2- alterado
(SOBR 02, 07 e 08) e 3- impactado (SOBR 03, 04, 05 e 06).
Os resultados encontrados na estação SOBR 1, o trecho natural, merecem
destaque. Este foi o único local que apresentou uma riqueza de táxons relativamente alta
e maior diversidade (H’=2,73), mas, ao contrario, apresentou uma baixa densidade de
indivíduos (768 indivíduos) semelhante à encontrada nas estações SOBR 4 (trecho
impactado) e SOBR 8 (trecho alterado).
A estação SOBR 1, 8 e 4 parecem ter um mesmo padrão de influência antrópica
nos corpos d’água, podendo levar à perda na abundância de espécies. A diferença entre
elas é que a influência antrópica promoveu, além desta redução, uma perda na riqueza
de táxons, que não foi observada na estação SOBR 1. A ocupação das margens para a
agricultura e a presença de lixo foram a influência de maior intensidade, cujos efeitos
puderam ser diferenciados.
No entanto os índices de diversidade de Shannon-Wienner nas estações SOBR 4
e 8 foram maiores do que os observados nos outros locais impactados e alterados.
Acreditamos que este resultado pode estar associado à teoria do distúrbio intermediário
(Connel, 1978), segundo a qual há um crescimento do número de espécies nas áreas
caracterizadas por um nível intermediário de impacto. Ambas enquadram-se nessa
condição, pois representam uma área de transição entre o trecho preservado e as áreas
de desmatamento mais consolidado. Assim estes trechos do córrego, são influenciados
tanto pelas condições características da área protegida, quanto pelos distúrbios
promovidos pelo desmatamento, proporcionando uma maior heterogeneidade ambiental,
a qual resulta numa maior diversidade de microhábitats para a fauna.
Os trechos do ribeirão considerados como impactados apresentaram os menores
valores de Diversidade (SOBR 03 e 05; H’=0,82) e o menor valor de Riqueza (SOBR
05; 6 taxóns) Os baixos índices de Diversidade de Shannon-Wienner encontrados nas
estações impactadas 3 e 5 estão associadas à presença de poluição orgânica, detectada
através da avaliação dos parâmetros físicos e químicos. No caso da estação de coleta
SOBR 5 esta associação foi mais evidente devido à proximidade a uma estação de
tratamento de esgoto. Baixas concentrações de oxigênio dissolvido e altas
concentrações de amônia em relação às outras estações de coleta, foram comuns durante
o período de estudo.
Outro resultado a considerar foi relativo aos valores do índice de Equitabilidade
de Pielou. Esperávamos encontrar uma redução em função do gradiente de preservação,
não apresentando nenhum padrão consistente. Como é uma medida baseada na relação
da diversidade com abundância, refletiu as alterações nesses dois parâmetros.
3.2.3. Grupos funcionais de alimentação de macroinvertebrados aquáticos
Optamos por realizar este tipo de análise por ter um alto número de organismos
com densidades de 1 ind./m². As diferenças na organização funcional da comunidade de
macroinvertebrados entre os pontos de coleta podem refletir melhor a natureza da fonte
alimentar presente em cada estação de coleta (Gonzalez et al., 2003). O estudo de
classificação dos hábitos alimentares dos macroinvertebrados aquáticos permite
identificar alterações na composição das guildas (conjunto de organismos de espécies
diferentes que se alimentam de um mesmo recurso alimentar) e relacioná-las às
mudanças na qualidade da água e no substrato, decorrentes de fontes poluidoras e
assoreamentos (Callisto & Gonçalves, 2002).
A composição em grupos funcionais de alimentação dos macroinvertebrados
aquáticos encontrados no Ribeirão Sobradinho mostrou um domínio claro de predadores
em relação à riqueza taxonômica (22 táxons) e menor riqueza do grupo fragmentadores
com 1 taxón apenas, seguido dos coletores filtradores com 5 táxons (Tabela 12).
Tabela 12 – Classificação dos macroinvertebrados aquáticos encontrados no Ribeirão
Sobradinho , DF segundo o grupo funcional de alimentação .
Grupos Funcional de alimentação Fragmentador (Frg) Arthropoda; Insecta; Trichoptera; Calamoceratidae; Phylloicus Coletor- Catador (Co- Ca) Annelida; Oligochaeta Arthropoda; Insecta; Ephemeroptera; Leptophlebiidae Arthropoda; Insecta; Ephemeroptera; Caenidae Arthropoda; Insecta; Ephemeroptera; Baetidae Arthropoda; Insecta; Coleoptera ; Elmidae (Larva) Arthropoda; Insecta; Diptera; Chironomidae; Chironominae Arthropoda; Insecta; Diptera; Psychodidae Coletor- Filtrador (Co-Fil) Mollusca; Bivalvia; Sphaeriidae Arthropoda; Insecta; Trichoptera; Hydropsychidae Arthropoda; Insecta; Trichoptera; Leptoceridae (em parte) Arthropoda; Insecta; Trichoptera; Polycentropodidae Arthropoda; Insecta; Diptera; Simuliidae Raspadores (Rasp) Mollusca; Gastropoda; Planorbidae Mollusca; Gastropoda; Thiaridae; Melanoides tuberculatus Mollusca; Gastropoda; Physidae Arthropoda; Insecta; Hemiptera ; Corixidae Arthropoda; Insecta; Trichoptera; Glossomatidae Arthropoda; Insecta; Trichoptera; Hydroptilidae Arthropoda; Insecta; Lepidoptera; Pyralidae; Petrophila Arthropoda; Insecta; Coleoptera ; Elmidae (Adulto) Predadores (Pr) Platyhelminthes ; Turbellaria; Tricladida; Planariidae Annelida; Hirudinea Arthropoda; Arachnida; Acari; Hydracarina Arthropoda; Insecta; Odonata; Calopterygidae Arthropoda; Insecta; Odonata; Coenagrionidae Arthropoda; Insecta; Odonata; Gomphidae; Aphylla Arthropoda; Insecta; Odonata; Gomphidae; n.i. Arthropoda; Insecta; Odonata; Libellulidae; Libellula Arthropoda; Insecta; Hemiptera ; Nepidae Arthropoda; Insecta; Hemiptera ; Belostomatidae Arthropoda; Insecta; Hemiptera ; Naucoridae Arthropoda; Insecta; Hemiptera ; Veliidae Arthropoda; Insecta; Trichoptera; Leptoceridae (em parte) Arthropoda; Insecta; Coleoptera ; Hydrophilidae (Larva) Arthropoda; Insecta; Coleoptera ; Hydrophilidae (Adulto) Arthropoda; Insecta; Coleoptera ; Dytiscidae (Larva) Arthropoda; Insecta; Coleoptera ; Dytiscidae (Adulto) Arthropoda; Insecta; Diptera; Tipulidae Arthropoda; Insecta; Diptera; Ceratopogonidae Arthropoda; Insecta; Diptera; Empididae Arthropoda; Insecta; Diptera; Tabanidae Arthropoda; Insecta; Diptera; Chironomidae; Tanypodinae
Em relação à densidade média dos grupos funcional de alimentação de
macroinvertebrados aquáticos, todas as estações de coleta (a exceção da estação SOBR
5) apresentaram organismos pertencentes a 4 dos 5 grupos. O grupo dos fragmentadores
(Frg) só esteve presente em uma estação de coleta e em baixa densidade (SOBR 01;
1,88 ± 3,89 ind/m²).
O grupo dos coletores- catadores (Co-Ca) foi encontrado na maioria das
estações de coleta com maiores valores em SOBR 03 (236,02 ± 394,90 ind/m²) e em
SOBR 05 (2 560,22 ± 3 769,67 ind/m²). Nestas estações de coleta os coletores-catadores
foram representados pelas maiores densidades dos táxons Chironominae e Oligochaeta
enquanto que nos outros grupos funcionais as densidades dos táxons foram menores que
20 ind./m².
Na guilda dos predadores (Pred) as densidades estiveram amplamente
distribuídas entre os táxons da Ordem Odonata, tanto para SOBR 1 (entorno de 40
ind/m²) quanto para SOBR 4 (entorno de 20 ind./m²), os valores foram próximos aos
encontrados nos coletores-catadores (Co-Ca), representado pelos táxons Chironominae
e Oligochaeta .
Em SOBR 06 os predadores apresentaram maior densidade média (94,09 ±90,13
ind./m²) e foram representados pelos hirudíneos do Filo Annelida e pela família
Naucoridae da Ordem Hemiptera.
Para o grupo dos coletores-filtradores (Col-Fil) foram encontrados valores
médios entre 0 (SOBR 5) e 9,41± 17,32 ind./m² (SOBR 7), onde esteve representado
pela família Sphaeriidae da Classe Bivalvia (6,45 ± 16,54 ind/m²).
A estação SOBR 5 apresentou a maior densidade de raspadores (Rasp), sendo
representados pela Família Planorbidae da Classe Gastropoda com 18,28 ± 49,15 ind/m²
enquanto que a menor densidade foi encontrada na estação de coleta SOBR 2 (0,54 ±
1,00 ind/m²) (Tabela 13).
Tabela 13 - Biomassa (média e desvio padrão) dos macroinvertebrados por grupos funcionais de alimentação ao longo das oito estações de coleta
no Ribeirão Sobradinho (DF) durante os meses de dez/04 a mar/05 e mai a ago/05.
Grupos de alimentação funcional
SOBR 01 SOBR 02 SOBR 03 SOBR 04 SOBR 05 SOBR 06 SOBR 07 SOBR 08
Fragmentador 1,88 ± 3,89 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00
Coletor - Catatador 39,25 ± 43,59 91,40 ± 185,28 236,02 ± 394,90 20,16 ± 21,38 2560,22 ± 3769,67 49,46 ± 63,99 166,40 ± 202,23 26,61 ± 22,23
Coletor -Filtrador 7,80 ± 7,88 0,54 ± 1,00 5,38 ± 10,41 1,88 ± 2,92 0,00 ± 0,00 1,61 ± 2,23 9,41 ± 17,32 5,65 ± 11,72
Raspadores 3,76 ± 5,95 0,54 ± 1,00 7,53 ± 8,68 1,34 ± 2,28 18,28 ± 49,15 1,88 ± 2,68 9,68 ± 21,41 5,38 ± 5,75
Predadores 39,78 ± 29,37 46,51 ± 67,11 15,05 ± 17,43 18,01 ± 29,26 35,75 ± 68,56 94,09 ± 90,13 31,72 ± 40,90 12,63 ± 10,69
3.2.4. Biomassa de macroinvertebrados aquáticos
Em relação às medições de biomassa total dos macroinvertebrados aquáticos,
observou-se que durante os meses de dezembro 2004 (chuva) e agosto 2005 (seca), os
valores foram maiores com 1,751 e 3,456 g/m², respectivamente (Figura 11).
Quando se analisa o período de coleta, observa-se que a biomassa total no
período de chuva (2,696 g/m²) foi menor que no período de seca (6,241 g/m²) a
diferença do que aconteceu com a densidade onde se observou um resultado inverso.
Figura 11 - Biomassa total (g/m²) dos macroinvertebrados aquáticos ao longo do
período de estudo no Ribeirão Sobradinho, DF.
Não foi encontrado nenhum padrão entre as estações de coleta classificadas
segundo seu nível de preservação pelo Protocolo de Avaliação Rápida proposto por
Callisto et al., (2002b). A biomassa de macroinvertebrados aquáticos foi maior em
SOBR 05 com 3,014 g/m² e a menor biomassa foi encontrada na estação SOBR 4 com
0,095 g/m² (Figura 12).
0
0,5
1
1,5
2
2,5
3
3,5
4
dez/04 jan/05 fev/05 mar/05 mai/05 jun/05 jul/05 ago/05
Meses de coleta
biom
assa
(g/
m²)
Figura 12 - Biomassa total (g/m²) dos macroinvertebrados aquáticos em cada estação de
coleta caracterizada segundo classificação de Protocolo de Avaliação Rápida (Callisto et
al., 2002b) ao longo do Ribeirão Sobradinho, DF.
Considerando a densidade e biomassa relativa ao total dos macroinvertebrados
aquáticos amostrados por estação de coleta, encontrou-se que a estação SOBR 05
contribuiu com os maiores valores de densidade e biomassa (73,69% e 33,73%,
respectivamente). A estação SOBR 04 teve a menor contribuição das duas variáveis
(densidade de 1,14% e biomassa 1,06%) (Figura 13).
Figura 13 - Densidade e biomassa relativa ao total dos macroinvertebrados aquáticos
amostrados em cada estação de coleta durante o período de estudos ao longo do
Ribeirão Sobradinho, DF (dez/04 a mar/05 e mai/05 a ago/05).
00,5
11,5
22,5
33,5
1 2 3 4 5 6 7 8Estações de coleta
Bio
mas
sa (g
/m²)
Trecho natural
Trecho alterado
Trecho impactado
01020304050607080(% )
SOBR01
SOBR02
SOBR03
SOBR04
SOBR05
SOBR06
SOBR07
SOBR08
Estações de coleta
Densidade
Biomassa
Dos resultados obtidos, observa-se que existem diferenças tanto espaciais quanto
temporais na biomassa de macroinvertebrados aquáticos. Na perspectiva ecológica, o
uso da biomassa para estimar a abundancia pode ser mais significativa (Benke et al.,
1999). Devido ao fato de que este parâmetro da estrutura da comunidade pode estar
fortemente ligado à natureza e disponibilidade de recursos alimentares, analisamos a
biomassa dos macroinvertebrados ao nível dos grupos funcionais de alimentação.
3.2.5. Biomassa de macroinvertebrados aquáticos e grupos funcionais de
alimentação
As medições de biomassa dos macroinvertebrados aquáticos classificados
segundo os grupos funcionais de alimentação, tiveram diferenças significativas entre as
oito estações de coleta para o grupo dos predadores e fragmentadores (Kruskall-Wallis;
p<0,05) (Tabela 14).
Tabela 14 - Resultado do Teste Kruskall- Wallis para o efeito das estações de coleta
sobre os grupos funcionais de alimentação no Ribeirão Sobradinho , DF.
Predadores Colet- Catad Colet- Filtra. Raspadores Fragmentadores X² 14,844 0,696 4,686 2,419 22,384df 7 7 7 7 7p 0,038* 0,998 0,698 0,933 0,002*
O grupo dos predadores contribuiu com maior biomassa/m² nas estações SOBR
01, 02 04 e 06 (>80%). Só na estação SOBR 5 o grupo dos coletores catadores
contribuiu com a maior biomassa/m² (93,14%) (Figura 14).
Figura 14 – Biomassa dos grupos funcionais de alimentação de macroinvertebrados
aquáticos encontrados nas estações de coleta ao longo do Ribeirão Sobradinho, DF.
Quando a biomassa dos organismos pertencentes a um grupo funcional de
alimentação foi separada por classes de tamanho do grupo, houve diferenças
significativas nas classes de tamanho encontradas em coletores-catadores, coletores-
filtradores e raspadores (Kruskall-Wallis; p < 0,05) (Tabela 15).
Tabela 15 - Resultado do Teste Kruskall-Wallis para o efeito das classes de tamanho
sobre os grupos funcionais de alimentação no Ribeirão Sobradinho, DF.
Predadores Colet- Catad. Colet- Filtra. Raspadores FragmentadoresX² 2,673 26,651 17,634 21,369 1,077 df 3 3 3 3 3 p ,445 0,000* 0,001* 0,000* ,783
Encontrou-se que a biomassa dos predadores foi maior devido à presença de
organismos de tamanho maior a 20 mm (Classe 4). Em SOBR 01, 03 e 07 os coletores-
catadores e raspadores estiveram representados por organismos com tamanho menor
que 10 mm. (Classe 1). Os fragmentadores encontrados em SOBR 1 apresentaram
tamanho >10 mm (Classe 2 e 4) (Figura 15).
Figura 15 - Grupos funcionais de alimentação de macroinvertebrados aquáticos com a
variação da biomassa relativa a cada classe de tamanho nas 8 estações de coleta no
Ribeirão Sobradinho. (Classe 1: <10 mm, Classe 2: de 10 mm a 15 mm, Classe 3: de
15 a 20 mm e classe 4: > 20 mm).
classe 1
classe 2
classe 3
classe 4
SO BR 01
0%20%40%60%80%
100%
Pr Col-Ca
Col-Fil
Rasp Frg
SO BR 03
0%20%40%
60%80%
100%
Pr Col-Ca
Col-Fil
Rasp Frg
SO BR 05
0%
20%40%60%
80%100%
Pr Col-Ca
Col-Fil
Rasp Frg
SO BR 02
0%20%40%60%80%
100%
Pr Col-Ca
Col-Fil
Rasp Frg
SO BR 07
0%20%40%60%80%
100%
Pr Col-Ca
Col-Fil
Rasp Frg
SO BR 04
0%20%40%60%80%
100%
Pr Col-Ca
Col-Fil
Rasp Frg
SO BR 06
0%20%
40%60%
80%100%
Pr Col-Ca
Col-Fil
Rasp Frg
SOBR 08
0%20%40%60%80%
100%
Pr Col-Ca
Col-Fil
Rasp Frg
4. Discussão
As alterações antropogênicas, incluindo alterações de hábitats, são
freqüentemente complexas e difíceis de serem descritas em relação às repercussões
ecológicas. Entretanto, sugere-se que seus efeitos poderiam ser avaliados e monitorados
pela análise das comunidades bióticas. Entre essas comunidades, a de
macroinvertebrados aquáticos é a mais amplamente empregada nas avaliações
ambientais (Rosemberg & Resh, 1993).
Diversas características no entorno de um córrego podem influenciar a
distribuição de organismos. Essas características são determinadas por fatores que
variam de forma natural ao longo da bacia, tais quais a distância da cabeceira, a ordem
de grandeza do rio, a geologia e a geomorfologia da bacia; e fatores de antrópicos como
o estado de preservação da vegetação marginal, as alterações físicas dos canais e a
poluição das águas (Baptista, 1998).
Nossa estratégia amostral foi desenvolvida de forma a comparar os principais
impactos que atuam no ribeirão Sobradinho, ou seja, o desmatamento das margens, o
assoreamento dos rios (impactos de natureza ambiental), e o impacto da poluição
orgânica (esgoto) sobre a comunidade de macroinvertebrados aquáticos.
O uso do Protocolo de Avaliação Rápida proposto por Callisto et al. (2002b) das
condições ecológicas e da Diversidade de hábitats em trechos de Bacia hidrográfica
mostrou que, por se tratar de um córrego peri-urbano, a influência antrópica tornou-se
um fator importante para os baixos níveis de preservação das condições ecológicas
encontrados na maioria das estações de coleta ao longo do Ribeirão Sobradinho. A
estação próxima à nascente do Ribeirão Sobradinho encontra-se em condição natural de
preservação, permitindo o desenvolvimento natural da comunidade de
macroinvertebrados aquáticos. Este trecho preservado e seu entorno disponibiliza maior
fonte de recursos orgânicos e estabilidade do leito do córrego permitindo uma maior
heterogeneidade de hábitats e de substrato para serem colonizados pelos
macroinvertebrados aquáticos (Cummins & Klug, 1979). Trechos do curso de água que
foram considerados como alterados tiveram pontuação próxima da condição de
impactado, mostrando que estão ocorrendo modificações em torno do Ribeirão com
tendência à homogeneidade de hábitats. Segundo Galdean et al. (2000) a avaliação da
diversidade de hábitats é uma importante ferramenta na abordagem da saúde de
ecossistemas aquáticos devido à forte relação entre disponibilidade de hábitats e a
diversidade aquática. Embora protocolos baseados em qualificações visuais sejam
ferramentas de simples aplicação, possibilitando uma caracterização imediata do estado
do corpo d’água, devem ter sua interpretação sempre vinculada a outros estudos que
sejam desenvolvidos concomitantemente (Corgosinho et al., 2004). A combinação da
informação da caracterização física com a análise da qualidade da água proporciona
evidências da capacidade de um córrego em suportar uma comunidade aquática
saudável e à presença de poluição química e orgânica no ecossistema aquático (Barbour
et al., 1999).
Entre as variáveis físicas e químicas da água analisadas durante o estudo, as
concentrações de sólidos totais dissolvidos, oxigênio dissolvido e alcalinidade assim
como as medidas de condutividade elétrica e turbidez foram significativamente
diferentes entre as estações de coleta (p< 0,05). Estas diferenças podem ser mais bem
explicada por meio da avaliação das variáveis físicas e químicas medidas nas 8 estações
de coleta agrupadas segundo Protocolo de Avaliação Rápida (Callisto et al., 2002b), que
mostrou uma relação existente entre as variáveis com a qualificação visual resultante
do Protocolo.
A distribuição dos usos da terra em uma bacia hidrográfica influi no
comportamento da condutividade elétrica da água e na turbidez (Pereira-Filho, 2000).
Mas o que mais compromete a qualidade dos cursos de água urbanos é a poluição
orgânica, proveniente dos esgotos domésticos e que causa a eutrofização do sistema
com o aumento, principalmente, de fósforo e nitrogênio (Tundisi, 2003).
O ortofosfato é a principal forma de fosfato assimilada por organismos
aquáticos. As principais fontes artificiais de ortofosfato são os esgotos domésticos e
industriais, como os fertilizantes agrícolas. As reações químicas do nitrogênio são muito
importantes no funcionamento dos ecossistemas aquáticos. A amônia ou nitrogênio
amoniacal, quando presente em altas concentrações, influenciam a dinâmica do
oxigênio dissolvido no meio, podendo inclusive ser tóxica para os organismos
presentes no ambiente (Esteves, 1998). Dentre os gases dissolvidos na água, o oxigênio
(O2) é um dos mais importantes na dinâmica e caracterização de ecossistemas aquáticos.
No caso de impactos antropogênicos, o despejo de efluentes domésticos e agrícolas em
rios aumenta a concentração de matéria orgânica e de nutrientes (principalmente
nitrogênio e fósforo) nestes ecossistemas. A degradação destes compostos pela
microbiota levará a um déficit na concentração de oxigênio dissolvido na água. Como
conseqüência, este déficit poderá resultar na morte de organismos aquáticos como, por
exemplo, peixes e macroinvertebrados. Assim, o decréscimo da concentração de
oxigênio dissolvido tem diversas implicações do ponto de vista ambiental, constituindo-
se em um dos principais problemas de poluição das águas em nosso meio (Von Sterling,
1996).
Isto foi constatado nas estações de coleta consideradas como impactadas onde
foi visível a influência da poluição orgânica sobre os teores de amônia, oxigênio
dissolvido e as medidas de condutividade elétrica da água. No entanto, na estação de
coleta considerada como natural, a presença da mata ciliar tem a sua importância na
proteção às margens dos rios, hábitat de diversos organismos aquáticos, e junto com a
ausência de alteração antrópica constitui um dos fatores que, em conjunto com outras
práticas conservacionistas, compõem o perfil adequado com a finalidade de garantir a
quantidade e qualidade dos recursos hídricos.
De acordo com Richard et al. (1996), atributos geológicos em combinação com
o uso da terra podem exercer expressiva influencia na estrutura dos hábitats nos
córregos e conseqüentemente também na biota. Diversos estudos já foram realizados
com o objetivo de avaliar as respostas da fauna em relação ao impacto de despejos
orgânicos e urbanização no Brasil (Buss, 2001; Silveira; 2001; Moreno & Callisto,
2006; Marinho-Fernandes, 2002).
Em nosso estudo, a análise dos táxons, indicou variações temporais e espaciais,
particularmente na densidade e na riqueza de organismos, o que refletiu nos índices de
diversidade, equitabilidade, mas não foi possível a identificação de padrões de
variabilidade. As menores densidades de indivíduos e a riqueza taxonômica nos
períodos chuvosos são decorrentes de chuvas intensas e contínuas que aumentam o
fluxo da água promovendo a retirada e o carreamento dos indivíduos do substrato. Nos
grandes rios tropicais o aumento dos níveis da água é um processo mais lento e gradual
e conseqüentemente as flutuações da fauna são menos acentuadas. Enquanto que em
córregos menores os efeitos das chuvas podem causar distúrbios mais severos e
imprevisívieis. O fato de não se evidenciar um padrão de variação da densidade e
riqueza com a estação chuvosa pode ser um indício de que existam outros fatores, que
possam compensar as perdas ocorridas pelo efeito da precipitação pluvial (Flecker &
Feifarek, 1994).
O modelo sazonal da abundância de invertebrados em córregos tropicais é difícil
de ser delineado. Estudos realizados com a sazonalidade das populações de insetos
aquáticos nos trópicos sugerem a necessidade de coleta de informações por períodos
longos de tempo (acima de quatro anos) (Ramirez & Pringle, 2001). Embora diversos
autores tenham encontrado maiores densidades na estação seca, a hipótese da influencia
da sazonalidade sobre as comunidades de macroinvertebrados aquáticos em córregos
tropicais precisa ser melhor investigada para seu entendimento, uma vez que córregos
são caracterizados pelas suas águas com temperaturas mais elevadas e contínuas que nas
áreas temperadas, proporcionando condições favoráveis para a reprodução continua
(Jackson & Sweeney, 1995).
O Ribeirão Sobradinho apresentou riqueza de táxons coincidente com os
observados por outros autores em córregos com similares influências antropogênicas.
Entre eles destacam-se os trabalhos de Lima (2002)- 34 famílias, Guereschi (2004)- 36
famílias, Kleine (2003)- 43 famílias. É importante ressaltar que esses trabalhos foram
realizados com métodos e áreas geográficas diferentes, o que impossibilita comparações
faunísticas.
Dos táxons de macroinvertebrados aquáticos encontrados ao longo do Ribeirão
Sobradinho, os organismos pertencentes aos grupos Chironominae e Oligachaeta
apresentaram uma distribuição mais ampla. A família Chironomidae foi o táxon mais
abundante de toda a comunidade e responsável por grande parte da variação quantitativa
na comunidade de macroinvertebrados coincidindo com resultados encontrados em
estudos de impacto de despejos orgânicos e urbanização (Guereschi, 2004; Lima, 2002;
Egler, 2002; Fagundes & Shimizu, 1997).
Chironomidae é reconhecida na literatura como a família mais abundante em
córregos expostos a interferências antrópicas, como desmatamento (Sponseller et al.,
2001; Hawkins et al., 1982) e mais comumente alterações direta na qualidade da água
pela entrada de poluentes orgânicos, decorrentes de despejos domésticos (Cairns &
Pratt, 1993; Reice & Wohlenberg, 1993).
A maior riqueza de táxons, particularmente o maior número de famílias da
Ordem Odonata, Coleoptera e Trichoptera foram observadas no trecho considerado
como natural comparado com os trechos impactados e alterados, o que provavelmente
esteja relacionado com as características físicas e estruturais do local. Esses resultados
indicam a importância da mata ciliar para a proteção da biodiversidade local.
Foi observada a presença de táxons indicadores de baixa qualidade d’agua
(Chironomidae, Oligochaeta, Planorbidae, Planariidae) nas estações consideradas como
impactadas. Estes organismos são descritos com sendo de grande resistência às
alterações antrópicas tais como lançamento de esgoto doméstico ou industrial e ausência
de mata ripária (Marques et al., 1999; Martins-Silva & Barros, 2001; Barbosa et al.,
2001; Medeiros, 1997).
Os resultados da distribuição da fauna por estação de coleta mostram que o tipo
de uso ou ocupação do solo em cada trecho parece proporcionar condições específicas
que determinariam o aparecimento de diferentes biótipos. A comunidade presente num
certo local reflete a totalidade de fatores que intervêm no seu desenvolvimento. Assim,
num ecossistema em equilíbrio as condições bióticas são diversificadas e desenvolvem
relações complexas entre os organismos e o meio permitindo que essas comunidades
continuem estáveis (Odum, 2001). Se as condições do local se modificarem, irá haver
imediatamente, a médio ou em longo prazo, alterações físicas e químicas da água e
conseqüentemente o rompimento do equilíbrio existente. As mudanças que se sucedem
na estrutura das comunidades aquáticas alternam-se de complexas e diversas com
organismos próprios de águas limpas, a simples e de baixa diversidade, com organismos
próprios de águas poluídas, variando facilmente com o efeito da poluição (Pérez, 1992;
Ward, 1992).
Modificações na estrutura e composição da comunidade de macroinvertebrados
aquáticos podem ocorrer devido a mudanças na viabilidade de recursos tróficos
(Barbour et al., 1999; Callisto et al., 2001). Em relação aos grupos funcionais de
alimentação, para Kerans & Karr (1994), o impacto antrópico, principalmente da
poluição orgânica, aumenta a percentagem de organismos coletores e diminui a
percentagem de organismos predadores e fragmentadores. Organismos especializados,
como os fragmentadores, são mais sensíveis e pode se encontrar em maior densidade em
ambientes saudáveis. Organismos generalistas, como os coletores, têm um maior
amplitude de aceitabilidade de recursos alimentares que os especialistas. Desta forma
são mais tolerantes à poluição que pode alterar a disponibilidade de certas fontes
alimentares (Cummins & Klug, 1979). Uma resposta similar tem sido observada em
outros estudos (Hachmöller et al., 1991; Ortiz et al., 2005; Roy et al., 2003).
Em nosso estudo, a densidade do grupo dos organismos coletores-catadores
predominou em todos os trechos do ribeirão Sobradinho. Isto foi observado
principalmente na estação de coleta SOBR 5, onde o nível de poluição orgânica foi
maior e onde o grupo funcional dos organismos coletores- catadores foi o dominante.
De fato a mais importante mudança na composição dos táxons em áreas próximas a
fontes pontuais de poluição orgânica é o incremento na densidade de Chironomidae, que
são considerados principalmente coletores-catadores (Hynes, 1974; Paul & Mayer,
2001).
Nas estações de coleta SOBR 1, 4 e 6, o grupo dos predadores apresentou
densidades similares às encontradas para os organismos coletores catadores. Na estação
de coleta SOBR 1, caracterizada como ambiente com condições ecológicas próximas a
natural, foi encontrada também maior densidade de organismos fragmentadores.
Enquanto que nas estações SOBR 1 e 4, a guilda de organismos predadores esteve
representada pela Ordem Odonata, na estação SOBR 6 esta guilda esteve representada
pelos hirudíneos do filo Annelida .
Esperávamos encontrar uma menor densidade de organismos predadores nas
estações de coleta SOBR 4 e 6, por estarem submetidas a impactos antropogênicos. No
entanto, a estação de coleta SOBR 4 apresentou um nível intermediário de impacto, e a
presença de indivíduos da Ordem Odonata como grupo dominante de predadores, pode
estar refletindo esta condição. Segundo Peruquetti (2004), a riqueza em espécies de
Odonata em áreas alteradas pela retirada da mata ciliar pode estar significativamente
aumentada, mas com perda de espécies consideradas importantes para o sistema e a
possibilidade de invasão de outras espécies no sistema alterado. Vários autores
ressaltam a importância dos representantes da ordem Odonata como indicadores
biológicos e como uma ferramenta potencial de monitoramento ambiental,
principalmente na fase larval e a nível específico (Clark & Samways, 1996; Solimini, et
al., 1997). A presença da classe Hirudinea em elevada densidade reflete as
características de ambientes de baixa qualidade de água (McDonald, et al., 1990), o que
foi constatado na estação de coleta SOBR 6, classificada como impactada.
Em relação ao estudo da biomassa de macroinvertebrados aquáticos, as
diferenças entre os trechos do ribeirão não seguiram o mesmo padrão observado para os
valores de densidade. Além disso no período de chuva a biomassa foi menor que no
período de seca, sendo o mês de agosto o mês com biomassa maior, contrário aos
valores encontrados quando analisada a densidade. Segundo Ortiz (2005) o uso da
biomassa pode ser mais confiável que a densidade para estudos de biomonitoramento
focalizados sobre os aspectos funcionais do ecossistema de rios.
Nossos resultados mostraram que a hipótese de Kerans & Karr (1994) não
poderia ser aplicada para o estudo da biomassa relativa. Um exemplo das diferenças que
podem ser obtidas usando-se biomassa versus número pode ser observado com as larvas
de quironomídeos (Diptera: Chironomidade). Numericamente, mais de 50% dos
macroinvertebrados em uma amostra são documentados como quironomídeos, mas a
biomassa total deles é normalmente inferior a 20% (Eaton, 2003).
Na análise da densidade de macroinvertebrados ao longo do ribeirão, foi
encontrada uma maior representatividade do grupo dos organismos coletores-catadores
na maioria das estações de coleta, mas quando foi analisada a distribuição da biomassa
dos macroinvertebrados ao nível dos grupos alimentares funcionais, foi observada que a
biomassa dos organismos predadores foi mais representativa nas estações a montante da
estação de coleta SOBR 5. Esta diminuição na biomassa dos outros grupos alimentares
pode ter sido produzida pela presença de predadores com tamanho corporal maior que
os consumidores primários (> 20mm). Sendo os Chironomidae o grupo representativo
dos consumidores, pode significar que apesar de terem maior rotatividade de biomassa
(Benke, 1998), apresentam também maior susceptibilidade a predação (Wallace &
Webster, 1996), provavelmente devido ao pequeno tamanho do corpo (<10 mm em
nosso estudo) e baixa mobilidade (Roque, et al., 2004).
A estação de coleta SOBR 5 foi a única que apresentou maior biomassa do
grupo dos organismos coletores-catadores. Num ambiente com baixas concentrações de
oxigênio dissolvido e altas concentrações de amônia, estes organismos estão mais bem
adaptados às extremas situações ambientais relacionadas ao conteúdo de matéria
orgânica no sedimento, baixa concentração de oxigênio dissolvido (Cranston, 1995) e
amônia (Abílio et al., 2005).
A jusante da estação SOBR 5 (estação SOBR 7 e 8) foi observado também
representatividade da biomassa de organismos predadores e em menor percentagem dos
organismos raspadores. Sendo estas estações classificadas como de condições
ecológicas alteradas, esta informação é importante para a avaliação do ambiente
aquático. A contribuição do grupo dos organismos raspadores não foi visível quando
analisado os grupos alimentares funcionais ao nível de densidade. Segundo Barbour et
al. (1999), os organismos mais especializados como raspadores e fragmentadores são
grupos mais sensíveis e devem ocorrer associados às áreas de maior integridade.
Um grande obstáculo para a elaboração de índices bióticos é a identificação de
bons indicadores, devido à sensibilidade variada dos táxons. Esta sensibilidade varia de
acordo com diferentes fases do ciclo de vida, idade ou entre populações (Graça &
Coimbra, 1998; Benke et al., 1999). Além disso, os potenciais bioindicadores podem
responder de maneira diversa a diferentes estressores. Numa escala mais ampla,
interações bióticas e condições ambientais, como a temperatura (Galli & Dubose, 1990),
também podem afetar a sobrevivência e/ou a tolerância a condições estressantes.
Portanto, a aplicação de um índice desenvolvido para outra região geográfica e para
diferentes tipos de poluição pode ser questionável. Deste modo, a adaptação de índices
pré-desenvolvidos e/ou a criação de novos índices é de suma importância para uma
nova região geográfica a ser avaliada (Silveira, 2004).
Outros estudos já foram realizados no Distrito Federal com o objetivo de
avaliar as respostas da fauna em relação ao impacto de despejos orgânicos e
urbanização (Marinho-Fernandes, 2002; Martins-Silva & Barros, 2001;Medeiros, 1997).
Entretanto, este trabalho é o primeiro que tem como objetivo o estudo da estrutura da
comunidade dos macroinvertebrados aquáticos tanto na sua densidade, abundância,
diversidade e biomassa, como na sua relação com as características do hábitat e
qualidade da água, e deve ser considerado, sobretudo, em seus aspectos descritivos,
como um esforço de tentar compreender as respostas da fauna aos impactos
antropogênicos.
5. Conclusões O Protocolo de Avaliação Rápida utilizado mostrou ser eficaz na caracterização
do grau de preservação dos trechos do córrego estudado, ressaltando as diferenças
encontradas devido à influência antrópica. Quando as características de preservação
foram vinculadas ao estudo das variáveis físicas e químicas de qualidade da água, nosso
estudo mostrou uma relação existente destes parâmetros com a qualificação visual
realizada através do Protocolo. Mediante a análise da água pudemos constatar a
influência da poluição orgânica (esgoto) e a ausência dela sobre os teores de alguns
parâmetros como medidas de condutividade elétrica e concentrações de oxigênio
dissolvido e amônia no córrego.
Não foi possível a identificação de padrões de variabilidade entre os períodos de
chuva e seca de 2004/2005 para a estrutura e composição da comunidade de
macroinvertebrados aquáticos, apesar do estudo ter mostrado que existem variações
temporais entre os meses de coleta, o que pode ser indício da existência de outros
fatores que possam compensar as perdas ocorridas pelas diferenças pluviométricas
observadas entre a estação chuva e seca. Estudos hidrológicos se fazem necessários para
complementar este tipo de análise.
A informação obtida através do estudo da distribuição da abundância,
diversidade, riqueza de táxons da comunidade de macroinvertebrados aquáticos
mostraram que o tipo de uso ou ocupação do solo em cada trecho do córrego
proporcionaram condições específicas que determinaram o aparecimento de diferentes
biótipos.
Os resultados da análise de biomassa de macroinvertebrados aquáticos não
seguiram o mesmo padrão observado para os valores de densidade, mas quando
focalizados sob o ponto de vista dos grupos alimentares funcionais obtivemos respostas
que deram maior informação sobre as relações tróficas que podem estar acontecendo
nos trechos do córrego considerados como alterados. Em ecossistemas aquáticos
submetidos a influência antrópica como a maioria dos córregos periurbanos brasileiros,
as interações bióticas e condições ambientais afetam a comunidade de
macroinvertebrados aquáticos e o uso da biomassa pode se tornar uma ferramenta
importante no esforço de tentar compreender a resposta da fauna aos impactos
antropogênicos.
6. Considerações finais
O Ribierão Sobradinho ao ser um importante córrego do Distrito Federal e
principal curso de água da Cidade de Sobradinho precisa de medidas de saneamento e
tratamento de água que possam melhorar as condições de qualidade de água. Isto terá
como conseqüência, melhoras na sub-bacia como um todo seguido de revitalização das
comunidades aquáticas. Junto a estas medidas é importante estabelecer programas de
monitoramento a longo prazo ao longo do Ribeirão, como o fim de obter um manejo
mais eficiente, recuperação dos ambientes já degradados e preservação dos locais menos
alterados pela influência antrópica. Sendo o Sobradinho um córrego periurbano é
importante destacar que para o ecossistema aquático alcançar uma boa qualidade de
água e com as condições ecológicas de entorno preservados não só os tomadores de
decisão devem estar envolvidos no processo mas também a sociedade local, o que e
base do conceito de desenvolvimento sustentável.
7. Referências bibliográficas
Abelho, M. & Graça, M.A.S. 1996. Effects of eucalyptus afforestation on leaf litter
dynamics and macroinvertebrate community structure of streams in central
Portugal. Hydrobiologia, 324: 195-204.
Abílio, F.J.P.; Fonseca-Gessner, A.F.; Watanabe, T. & Lunginho, L.R. 2005. Fauna de
Chironomidae e outros insetos aquáticos de açudes do semi-árido paraibano, Brasil.
Entomol. Vect, 12: 255-264.
Armitage, A. P.; Moss, D.; Wright, J. F. & Furse, M. T. 1983. The performance of a
new biological water quality system based on macroinvertebrates over a wide range
of unpolluted running-water sites. Water Research, 17: 333-347.
Bailey, R. C., Norris, R. H. & Reynoldson, T. B. 2004. Bioassessment of Freshwater
Ecosystems: using the Reference Condition Approach. New York: Kluwer
Academic Publishers. 170 p.
Baptista, D. 1998. Estrutura e função de comunidades de insetos aquáticos em um
sistema fluvial de mata atlântica no sudeste brasileiro com especial referência à
avaliação do conceito de continuidade de rios (CCR). Tese de doutorado.UFRJ.
140p.
Barbosa, F.; Callisto, M. & Galdean, N. 2001. The diversity of benthic
macroinvertebrates as an indicator of water quality and ecosystem health: a case
study for Brazil. Journal of Aquatic Ecosystem Health Management, 4: 51-59.
Barbour, M.T.; Gerritsen, G.; Snyder, B.D. & Stribling, J. B. 1999. Rapid
Bioassessment Protocols for Use in Streams and Wadeable Rivers: Periphyton,
Benthic Macroinvertebrates and Fish. U.S. Environmental Protection Agency;
Office of Water; Washington, D.C. EPA 841-B-99-002.
Begon, M., Harper, J. L. & Towsend, C. R.1996. Ecology: individuals, populations
and communities. New York: Blackwell Science. 1068 p.
Benke, A. C. 1996. Secondary production of macroinvertebrates. In: Hauer, R. F. &
Lamberti, G. A. (eds). Methods in stream ecology. New York. Academic Press,
Inc. pp. 557-578.
Benke, A.C. 1998. Reproduction dynamics of riverine chironomids: extremely high
biomass turnover rates of primary consumers. Ecology, 79: 899-910.
Benke, A. C.; Huryn, A. D.; Smock, L. A. & Wallace, J.B. 1999. Length-mass
relationships for freshwater macroinvertebrates in North America with particular
reference to the southeastern United States. Journal of the North American
Benthological Society, 18: 308-343.
Bispo, P. C. & Oliveira, L. G. 1998. Distribuição espacial de insetos aquáticos
(Ephemeroptera, Plecoptera e Trichoptera) em córregos de Cerrado do Parque
Ecológico de Goiânia, Estado de Goiás. Oeocologia Brasiliensis, 5: 19-33.
Bispo, P.C. ; Oliveira, P.C.; Crisci, V.L. & Silva, M.M. 2001. A pluviosidade como
fator de alteração da entomofauna bentônica (Ephemeroptera, Plecoptera e
Trichoptera) em córregos do Planalto Central do Brasil. Acta Limnologica
Brasiliensia, 13: 1-9.
Brasil. Conselho Nacional do Meio Ambiente. Resolução CONAMA nº 357 , de 17 de
março de 2005. Diário Oficial da União, 18 de março de 2005.
Burgherr, P. and Meyer, E.I. 1997. Regression analysis of linear body dimensions vs.
dry mass in stream macroinvertebrates. Archiv fur Hydrobiologie, 139: 101-112.
Buss, D. F. 2001. Utilizando macroinvertebrados bentônicos no desenvolvimento de
um programa integrado de avaliação da qualidade da água de rios. Dissertação
de Mestrado . UFRJ, Rio de Janeiro.
Cairns, J. & Pratt, J. R. 1993. A history of biological monitoring using benthic
macroinvertebrates. In: Rosemberg, D.M. & Resh, V.H. (Ed.). Freshwater
biomonitoring and benthic macroinvertebrates. London: Chapman & Hall. p.
10-27.
Callisto, M. 1994. Macroinvertebrados bentônicos em quatro ecossistemas lóticos
amazônicos sob influência das atividades de uma mineração de bauxita (Porto
Trombetas, Pará).Tese, Universidade Federal do Rio de Janeiro. 133p.
Callisto, M. & Esteves, F.A. 1996. Composição granulométrica do sedimento de um
lago amazônico impactado por rejeito de bauxita e um lago natural (Pará, Brasil).
Acta Limnologica Brasiliensia, 18, 137-147.
Callisto, M., Marques, M.M. & Barbosa, F.A.R. 2000. Deformities in Larval
Chironomus (Diptera, Chironomidae) From The Piracicaba River, Southeast Brazil.
Verh. Internat. Verein. Limnol., 27: 2699-2702.
Callisto, M.; Moretti, M. & Goulart, M. 2001. Macroinvertebrados Bentônicos Como
Ferramenta Para Avaliar A Saúde De Riachos. Revista Brasileira De Recursos
Hídricos, 6: 71-82.
Callisto, M. & Goncalves, J. 2002. A vida nas águas das montanhas. Ciência Hoje, 31:
68–71.
Callisto, M.; Moreno, P.; Gonçalves, J. F.J.; Leal, J.J.F. & Esteves, F.A. 2002a.
Diversity and biomass of Chironomidae (Diptera) larvae in an impacted coastal
lagoon in Rio de Janeiro, Brazil. Brazilian Journal of Biology, 62: 77-84.
Callisto, M.; Ferreira, W.; Moreno, P.; Goulart, M.D.C. & Petrucio, M. 2002b.
Aplicação de um protocolo de avaliação rápida da diversidade de hábitats em
atividades de ensino e pesquisa (MG-RJ). Acta Limnologica Brasiliensia, 13: 91-
98.
Callisto, M. & Goulart, M. 2005. Invertebrate drift along a longitudinal gradient in a
Neotropical stream in Serra do Cipó National Park, Brazil. Hydrobiologia, 539:
47-56 .
Connell, J.H. 1978. Diversity in tropical rain forests and coral reefs. Science, 199:
1302-1309.
Corgosinho, P.H.C.; Calixto, L.S.F.; Fernandes, P.L.; Gagliardi, L.M. & Balsamão, L.P.
2004. Diversidade de hábitats e padrões de diversidade e abundância do bentos ao
longo de um afluente do reservatório de três Marias, MG. Arq. Inst. Biol., 71: 227-
232.
Cranston, P. S. 1995. Introduction to the Chironomidae. In: Armitage, P.; Cranston, P.
S. & Pinder, C. V. (eds). The Chironomidae: the biology and ecology of non-
biting midges. Chapman & Hall, New York. pp. 1-7.
Cummins, K.W. 1973. Trophic relations of aquatic insects. Annual Review of
Entomology, 18: 183-206.
Cummins, K.W. & Klug. M.J. 1979. Feeding Ecology of stream invertebrates. Annual
Review of Ecology and Systematics, 10: 147-172.
Cummins, K.W.; Merritt, R.W. & Andrade, P.C.N. 2005. The use of invertebrate
functional groups to characterize ecosystem attributes in selected streams and rivers
in south Brazil. Studies on Neotropical Fauna and Environment, 40: 69-89.
Clark,T. E.; Samways, M.J. 1996. Dragonflies (Odonata) as Indicators of Biotope
Quality in the Kruger National Park, South Africa. Journal of Applied Ecology,
33: 1001-1012.
Eaton, D. P. 2003. Macroinvertebrados aquáticos como indicadores ambientais da
qualidade de água. In: Cullen, L.; Rudran, R. & Valladares–Pádua, C. (org).
Métodos de estudos em biologia da conservação e manejo da vida silvestre.
Curitiba: Ed. da UFPR. pp. 43-67.
Egler, M. 2002. Utilizando a comunidade de macroinvertebrados bentônicos na
avaliação da degradação ambiental de ecossistemas de rios em áreas agrícolas.
RJ, Brasil. Dissertação de mestrado. FIOCRUZ. Rio de Janeiro. 147 p.
Esteves, F. A. 1998. Fundamentos de Limnologia. Rio de Janeiro. Ed. Interciência:
Finep. 2da ed. 575 p.
Fagundes, R.G. & Shimizu, G.Y. 1997. Avaliação da qualidade da água do rio
Sorocaba- SP através da comunidade bentônica. Rev. Brasil. Ecol., 1: 63-66.
Flecker, A.S. & Feifarek, B. 1994. Disturbance and the temporal variability of
invertebrate assemblages in two Andean streams. Freshwater biology, 31:131-142.
Galdean, N.; Callisto, M.& Barbosa, F.2 2000. Lotic ecosystems of Serra do Cipó,
southeast Brazil: water quality and a tentative classification based on the benthic
macroinvertebrate community. Aquatic Ecosystem Health and Management, 3:
545-552.
Galli, J. & Dubose, R.D. 1990. Water temperature and freshwater stream biota: An
overview. Department of Environmental Programs, Metropolitan Washington
Council of Governments.
Ghetti, P. F. & Salmoiraghi, G. 1994. Macroinvertebrates and the changing Italian
rivers. Bolletin of Zoology, 61: 409 – 414.
Gonzalez, JM; Basaguren, A & Pozo, J. 2003. Macroinvertebrate communities along a
third-order Iberian stream. Annales de Limnologie, 39: 287-296.
Golterman, H., Clymo, R. S. & Ohmstad, M.A.M. 1978. Methods for physical and
chemical analysis of fresh waters. Blackwell Scientific, Oxford, 214p.
Graça, M. A. S. & Coimbra, C. N. 1998. The elaboration of indices to assess biological
water quality: a case study. Water Research, 32: 380-392.
Guereschi, R. M. 2004. Macroinvertebrados bentônicos em córregos da Estação
Ecológica de Jataí, Luiz Antônio, SP: subsídios para monitoramento
ambiental. Tese de Doutorado. Universidade de São Carlos. São Paulo. 82 p.
Hachmoeller, B.; Matthews, R.A.& Brakke, D.F. 1991. Effects of riparian community
structure, sediment size, and water quality on the macroinvertebrate communities in
a small, suburban stream. Northwest Science, 65: 125-132.
Hawkins, C.P. & Sedell, J.R. 1981. Longitudinal and seasonal change in functional
organization of macroinvertebrates communities in four Oregon streams. Ecology,
62: 387 – 397.
Hawkins, C.P.; Murphy, M.L. & Anderson, N.H. 1982. Effects of Canopy, substrate
composition, and gradient on the structure of macroinvertebrate communities in
cascade range streams of Oregon. Ecology, 63: 1840-1856.
Hering, D.; Buffagni, A.; Moog, O.; Sandin, L.; Sommerhäuser, M.; Stubauer, I.; Feld,
C.; Johnson, R.; Pinto, P.; Skoulikidis, N.; Verdonschot, P.& Zahrádková, S. 2003.
The Development of a System to Assess the Ecological Quality of Streams Based
on Macroinvertebrates - Design of the Sampling Programme within the AQEM
Project. International Review of Hydrobiology, 88: 345-361
Hilsenhoff, W.L. 1987. An improved biotic index of organic stream pollution. Great
Lakes Entomologist. 20:31-40.
Hynes, H. B. N. 1974. The biology of polluted waters. Toronto: University of Toronto
Press. 202 p.
Johnson, R.K.; Wiederholm, T. & Rosenberg, D.M. 1993. Freshwater biomonitoring
using individual organisms, populations, and species assemblages of benthic
macroinvertebrates. In: Rosenberg, D.M. and Resh, V.H. (eds). Freshwater
biomonitoring and benthic macroinvertebrates. New York: Chapman & Hall.
pp. 40-158.
Jackson, J. K. & Sweeney, B. W. 1995. Egg and larval development times for 35
species of tropical stream insects from Costa Rica. Journal of the North American
Benthological Society, 14:115-130.
Kerans, B.L. & Karr, J.R. 1994. A benthic index of biotic integrity (B-IBI) for rivers of
the Tennessee Valley. Ecological Applications, 4: 768-785.
Kleine, P. 2003. Influência do desmatamento e do represesamento na estrutura da
comunidade macrobentônica no córrego Fazzari (São Carlos, SP). Trabalho de
conclusão de curso. Universidade Federal de São Carlos. 30 p.
Lenat, D. R. & Crawford, J. K. 1994. Effects of land use on water quality and aquatic
biota of three Noth Carolina Piedmont streams. Hydrobiologia, 294: 185-199.
Leuven, R.S.E.; Brock, T.C.M. & Van Druten, H.A.M. 1985. Effects of preservation on
dry- and ash-free dry weight biomass of some common aquatic macro-invertebrates.
Hydrobiologia, 127: 151-159.
Lima, J.B. 2002. Impacto das atividades antrópicas sobre a comunidade de
macroinvertebrados bentônicos do rio Cuiabá no perímetro urbano das
cidades de Cuiabá e Várzea Grande –MT. Teses de doutorado. Universidade de
São Carlos, São Paulo. 146 p.
Macan, T.T. 1977. The influence of predation on the composition of freshwater animal
communities. Biological Reviews of the Cambridge Philosophical Society, 52:
45-70.
Magurran, A. E. 1991. Ecological diversity and its measurement. London: Chapman
& Hall. 178 p.
Marinho-Fernandes, A.C. 2002. Influência da descarga orgânica de esgotos na
comunidade de Macroinvertebrados Bentônicos no Rio Melchior (Sub-bacia
do Rio Descoberto), DF. Dissertação de Mestrado. Universidade de Brasília,
Brasília, 67 p.
3HMarques, M.M.; 4HBarbosa, F.A.R. & 5HCallisto, M. 1999. Distribuição e abundância de
Chironomidae (Diptera, Insecta) em uma bacia hidrográfica impactada no Sudeste
do Brasil. Rev. Bras. Biol., 59: 553-561.
Martins-Silva, M.J. & Barros, M. 2001. Ocurrence and distribution of fresh-water
molluscs in the Riacho Fundo Creek Basin, Brasília, Brazil. Tropical Biology, 49:
791-796.
McDonald, B.; Borden, W. & Lathrop, J.1990. Citizen Stream Monitoring: A Manual
for Illinois. Illinois Department of Energy and Natural Resources, ILENR/RE-WR-
90/18. Springfield, Illinois.
Medeiros, M.B. 1997. Caracterização das comunidades de macroinvertebrados
bentônicos da bacia do Córrego Riacho fundo, Brasília-Df, e Uso destas como
bioindicadoras de qualidade da água. Dissertação de mestrado. Universidade de
Brasília, Brasília. 82 p.
Merritt, R. W. & Cummins, K. W. 1996. An introduction to the aquatic insects of
North America. Kendall/Hunt. Dubuque, Iowa. 758p.
Meyer, E. 1989. The reationship between body length parameters and dry mass in
running water invertebrates. Archiv fur Hydrobiologie, 117: 191-203.
Moreno, P. & Callisto, M. 2006. Benthic macroinvertebrates in the watershed of an
urban reservoir in southeastern Brazil. Hydrobiologia, 560:311–321.
Odum, E.P. 2001. Fundamentos de Ecologia. Fundação Calouste Gulbenkain. 927 p.
Ometo, J.P.H.B.; Martinelli L.A.; Ballester, M.V.; Gessner A.; Krusche A.V.; Victoria,
R.L. & Williams, M. 2000. Effects of land use on water chemistry and
macroinvertebrates in two streams of the Piracicaba river basin, south-east Brazil.
Freshwater Biology, 44: 2 327.
Ortiz, D.J. 2005. Response o f the benthic macroinvertebrates community to the
point source in La Tordera Stream (Catalonia, NE Spain). Teses de doutorado.
Universidad de Girona, Espanha. 163 p.
Ortiz, J. D.; Martí, M.E. & Puig, A. 2005. Recovery of the macroinvertebrate
community below a wastewater treatment plant input in a Mediterranean stream.
Hydrobiologia, 545: 289-302 .
Paul M.J. & Mayer, J.L. 2001. Stream in the urban landscape. Annual Reviews of
Ecology and Systematics, 32: 333-365.
Pedersen, E. R. & Perkins, M. A. 1986. The use of benthic invertebrate data for
evaluating impacts of urban runoff. Hydrobiologia, 139: 13 – 22.
Pennak, R.W. 1989. Fresh-Water Invertebrates of the United States (Protozoa to
Mollusca. New York: John Wiley and Sons, Inc. 628 p.
Pereira-Filho, W. 2000. Influência dos Diferentes Tipos de Uso da Terra em Bacias
Hidrográficas sobre Sistemas Aquáticos da Margem Esquerda do Reservatório
de Tucuruí-Pará. Tese de doutorado.Universidade de São Paulo, São Paulo. 138 p.
Pérez, G.P. 1988. Guia para el estudio de los macroinvertebrados acuáticos del
Departamento de Antioquia. Fondo Fen Colombia, Colciencias. Universidade de
Antioquia. 217p.
Pérez, G. R. 1992. Fundamentos de Limnologia Neotropical. Fondo Fen Colombia,
Colciencias, Universidade de Antioquia. 529p.
Peruquetti, P.S.F. 2004. Odonata ( Libélulas) do município de Luís Antônio, São
Paulo, Brasil: relação com o uso do solo e riqueza faunística. Teses de
doutorado. Universidade de São Carlos, são Paulo. 49p.
Petts, G. E. & Calow, P. (Eds).1996. River Biota. Diversity and dynamics. Blackwell
Science, Oxford. 257 p.
Pinelli, M.P. 1999.Geoquímica de águas e sedimentos da bacia do Sao Bartolomeu,
Brasilia-DF. Dissertação de mestrado. Universidade de Brasília, Brasília. 87 p.
Ramírez, A. & Pringle, C. M. 2001. Spatial and temporal patterns of invertebrate drift in
streams draining a Neotropical landscape. Freshwater Biology, 46: 47-62.
Reice, S.R. & Wohlenberg, M. 1993. Monitoring freshwater benthic macroinvertebrates
and benthic process: measures for assessment of ecosystem. In: Rosemberg, D.M.
& Resh, V.H. (Ed.). Freshwater biomonitoring and benthic macroinvertebrates.
London: Chapman & Hall. p. 287-305.
Resh, V.H. & Jackson, J.K. 1993. Rapid assessment approaches in benthic
macroinvertebrate biomonitoring studies. In: Rosenberg, D. M. & Resh, V.H.
(eds.). Freshwater biomonitoring and benthic macroinvertebrates. Chapman
and Hall, New York. Pp. 195-233.
Richards, C.; Johnson, L. B. & Host, G. E. 1996. Landscape-scale influences on stream
hábitats and biota. Canadian Journal Fisheries Aquatic Science, 53: 295-311.
Rodrigues C.A.; Tangorra, M.& Ocón, C. 2001. Use of benthic macroinvertebrates to
assess the biological status of Pampean streams in Argentina. Aquatic Ecology, 35:
109 – 119.
Roque, F. de O.; Trivinho-Strixino, S.; Jancso, M. & Fragoso, E.N. 2004. Records of
Chironomidae Larvae Living on Other Aquatic Animals in Brazil. Biota
Neotropica, v4, n 2: 1-9. Disponível em : http://www.biotaneotropica.org.br
/v4n2/pt/abstract?shortcommunication+bn03404022004
Rosemberg, D.M. & Resh, V.H. 1993. Freshwater Bimonitoring and Benthic
Macroinvertebrates. New York: Chapman & Hall. 488p.
Roy, A.H.; Rosemond, A.D.; Paul, M.J.; Leigh, D.S. & Wallace, J.B. 2003. Stream
macroinvertebrate response to catchment urbanisation (Georgia, U.S.A.).
Freshwater Biology, 48: 329 -346.
Secretaria do Estado do Desenvolvimento Urbano e Habilitação (SEDUH). 2002.
Anuário Estatístico do Distrito Federal. Brasília. Ano 26. N° XXIII
Silveira, M. P. 2001. Estudo da comunidades de macroinvertebrados aquáticos e
sua utilizaçao na avaliaçao da qualidade da água na bacia do rio Macae,
Estado do Rio de Janeiro .Dissertação de Mestrado.Universidade Federal de Rio
de Janeiro. Rio de Janeiro .
Silveira, M.P. 2004. Aplicação do biomonitoramento para avaliação da qualidade
da água em rios. Jaguariúna: Embrapa Meio Ambiente. Documentos,36. 68p.
Solimini, A.G.; Tarallo, G.A. & Carchini,G. 1997. Life history and species composition
of the damselfly assemblage along the urban tract of a river in central Italy.
Hydrobiologia, 356: 21 – 32.
Sponseller, R.A.; Bentfield, E. F. & Vallet, H.M. 2001. Relationships between land use,
spacial scale and stream macroinvertebrates communities. Freshwater Biology, 46:
1409-1424.
SPSS 12.0 for Windows. 2003. SPSS Inc., Illinois, USA.
Thorne, S. J. R. & Williams, P. 1997. The response of benthic macroinvertebrate to
pollution in developing countries: a multimetric system of bioassessment.
Freshwater Biology, 37: 671-686.
Tundisi, J. G. 2003. Água no século XXI: Enfrentando a escassez. São Carlos. RiMa,
IIE. 248 p.
Usseglio-Polatera, P.; Bournaud, M.; Richoux, P. & Tachet, H. 2000. Biological and
ecological traits of benthic freshwater macroinvertebrates: relationships and
definition of groups with similar traits. Freshwater Biology, 43: 175-205.
Vannote, R. L.; Minshall, G. W.; Cummins, K. W.; Sedell, J. R. & Cushing G, C. E.
1980. The river continuum concept. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic
Sciences, 37: 130-137.
Von Sperling, M. 1996. Princípios do tratamento biológico de águas residuárias.
Vol. 1. Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos. UFMG:
Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental. 243 p.
Wallace B. J. & Webster, J. R. 1996. The role of macroinvertebrates in stream ecosytem
function. Annual review of Entomology, 41: 115 – 39.
Wallace, B. J.; Grubaugh, J. W. & Whiles, M. R. 1996. Biotic indices and stream
ecosystem processes: Results from an experimental study. Ecological applications,
6: 40-151.
Ward, J.V. 1992. Aquatic Insect Ecology: 1. Biology and hábitat. New York: John
Wiley & Sons. 438p.
Whitton, L. 1975. River ecology. Berkeley: University of California Press. 725 p.
Wilson, E.O. 1988. Biodiversity. Washington: National Academy of Sciences,
Smithsonian Institution. 538 p.
Zar, J.H. 1999. Biostatistical Analysis. Prentice-Hall, Englewood Cliffs, New Jersey.
660 pp.
Anexo A - Densidade média (ind/m²) e desvio padrão dos táxons encontrados nas oito estações de coleta amostradas no Ribeirão Sobradinho, DF Estações de Coleta
Táxons SOBR 01 SOBR 02 SOBR 03 SOBR 04 SOBR 05 SOBR 06 SOBR 07 SOBR 08 Platyhelminthes Turbellaria Tricladida Planariidae 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 20,70 ± 58,55 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 Annelida Oligochaeta 2,15 ± 1,99 1,88 ± 3,89 8,06 ± 15,62 4,30 ± 5,51 640,05 ± 1483,03 12,37 ± 24,51 12,37 ± 19,26 1,88 ± 1,79 Hirudinea 1,08 ± 1,63 0,00 ± 0,00 1,08 ± 3,04 0,54 ± 1,00 15,05 ± 38,42 56,99 ± 77,52 1,34 ± 2,55 1,08 ± 1,99 Mollusca Gastropoda Mesogastropoda Planorbidae 0,81 ± 1,60 0,27 ± 0,76 1,34 ± 3,03 0,81 ± 1,60 18,28 ± 49,15 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,27 ± 0,76 Physidae 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,27 ± 0,76 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 Thiaridae Melanoides tuberculatus 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 5,91 ± 6,37 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,54 ± 1,00 0,00 ± 0,00 Bivalvia Sphaeriidae 1,08 ± 2,30 0,54 ± 1,00 4,03 ± 10,56 0,54 ± 1,00 0,00 ± 0,00 1,08 ± 1,63 6,45 ± 16,54 0,54 ± 1,52 Arthropoda Arachnoidea Hydracarina 0,27 ± 0,76 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,27 ± 0,76 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 Insecta Ephemeroptera Caenidae 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,27 ± 0,76 Leptophlebiidae 0,27 ± 0,76 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,54 ± 1,52 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 1,88 ± 5,32 0,00 ± 0,00 Baetidae 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 6,18 ± 15,78 1,61 ± 3,20 Odonata Calopterygidae 1,61 ± 2,51 0,00 ± 0,00 0,81 ± 1,60 0,27 ± 0,76 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,27 ± 0,76 Coenagrionidae 3,76 ± 1,52 0,54 ± 1,00 0,00 ± 0,00 1,61 ± 2,23 0,00 ± 0,00 0,27 ± 0,76 0,81 ± 1,60 1,34 ± 2,28 Gomphidae Aphylla 1,88 ± 3,13 2,69 ± 3,40 1,34 ± 1,60 2,96 ± 5,51 0,00 ± 0,00 0,54 ± 1,52 3,23 ± 3,98 0,27 ± 0,76 n.i.* 4,03 ± 2,68 3,49 ± 7,44 4,57 ± 6,65 2,42 ± 4,05 0,00 ± 0,00 1,08 ± 1,63 0,27 ± 0,76 0,27 ± 0,76 Libellulidae Libellula 4,57 ± 4,05 1,88 ± 2,92 2,15 ± 3,64 3,23 ± 9,12 0,00 ± 0,00 1,34 ± 1,60 1,34 ± 1,97 1,34 ± 1,60 Hemiptera Nepidae 0,00 ± 0,00 0,54 ± 1,52 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 Corixidae 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,27 ± 0,76 0,00 ± 0,00 0,27 ± 0,76 0,54 ± 1,52 0,27 ± 0,76 Belostomatidae 1,88 ± 3,13 1,08 ± 2,30 0,27 ± 0,76 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,27 ± 0,76 0,00 ± 0,00 0,54 ± 1,00
*pupa não identificado
Estações de coleta Táxons SOBR 01 SOBR 02 SOBR 03 SOBR 04 SOBR 05 SOBR 06 SOBR 07 SOBR 08
Naucoridae 1,61 ± 2,51 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,27 ± 0,76 0,00 ± 0,00 27,15 ± 32,96 0,27 ± 0,76 1,88 ± 2,92 Veliidae 0,54 ± 1,00 0,54 ± 1,00 0,27 ± 0,76 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,27 ± 0,76 Trichoptera Hydropsychidae 3,23 ± 4,60 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 1,08 ± 2,30 0,00 ± 0,00 0,27 ± 0,76 1,08 ± 3,04 4,57 ± 10,37 Hydroptilidae 0,81 ± 2,28 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,27 ± 0,76 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,81 ± 2,28 0,00 ± 0,00 Calamoceratidae Phylloicus 1,88 ± 3,89 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 Leptoceridae 2,15 ± 3,81 0,00 ± 0,00 0,81 ± 2,28 0,27 ± 0,76 0,00 ± 0,00 0,54 ± 1,52 2,15 ± 5,27 1,88 ± 2,42 Polycentropodidae 0,81 ± 1,60 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 Glossomatidae 0,27 ± 0,76 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 Trichoptera n.i.* 1,08 ± 1,63 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 Lepidoptera Pyralidae Petrophila 1,61 ± 3,77 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,27 ± 0,76 Coleoptera Hydrophilidae (Larva) 0,00 ± 0,00 1,08 ± 2,30 0,27 ± 0,76 1,08 ± 3,04 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 Hydrophilidae (Adulto) 0,54 ± 1,00 5,91 ± 7,25 0,27 ± 0,76 0,27 ± 0,76 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,27 ± 0,76 Dytiscidae (Larva) 1,61 ± 3,77 1,34 ± 1,60 0,54 ± 1,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,27 ± 0,76 0,54 ± 1,00 0,00 ± 0,00 Dytiscidae (Adulto) 2,69 ± 3,20 1,88 ± 2,42 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,27 ± 0,76 0,00 ± 0,00 0,54 ± 1,52 Elmidae (Larva) 2,69 ± 2,99 0,27 ± 0,76 0,54 ± 1,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 2,42 ± 2,68 7,53 ± 15,47 13,17 ± 12,35 Elmidae (Adulto) 0,27 ± 0,76 0,27 ± 0,76 0,27 ± 0,76 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 1,34 ± 2,28 7,80 ± 22,05 4,30 ± 5,14 Diptera Tipulidae 1,61 ± 3,77 0,27 ± 0,76 0,27 ± 0,76 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,54 ± 1,00 0,54 ± 1,00 0,27 ± 0,76 Simuliidae 1,34 ± 3,80 0,00 ± 0,00 0,54 ± 1,52 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,27 ± 0,76 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 Ceratopogonidae 6,99 ± 9,03 2,42 ± 3,53 3,23 ± 5,63 4,03 ± 6,84 0,00 ± 0,00 0,54 ± 1,00 3,76 ± 5,72 2,15 ± 4,45 Chironomidae chironominae 33,87 ± 41,65 88,44 ± 178,71 227,15 ± 396,24 15,32 ± 16,23 1920,16 ± 2292,65 34,68 ± 38,48 138,44 ± 178,10 9,68 ± 12,49 Tanypodinae 4,30 ± 6,50 22,85 ± 62,06 0,00 ± 0,00 0,27 ± 0,76 0,00 ± 0,00 3,76 ± 4,26 18,28 ± 34,33 0,54 ± 1,52 Empididae 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,81 ± 2,28 0,00 ± 0,00 0,27 ± 0,76 0,00 ± 0,00 0,54 ± 1,52 Psychodidae 0,27 ± 0,76 0,81 ± 2,28 0,27 ± 0,76 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 Tabanidae 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,27 ± 0,76 1,08 ± 3,04 0,00 ± 0,00 Diptera n.i.* 2,42 ± 3,34 3,23 ± 5,75 4,30 ± 7,62 0,81 ± 1,11 115,59 ± 145,31 1,08 ± 2,30 10,22 ± 19,63 0,27 ± 0,76
Anexo A - (continuação)