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O método de Comparação Abundância/Biomassa (ABC) foi inicialmente desenvolvido para a avaliação do impacto da poluição sobre comunidades de macros invertebrados bentônicos de ambiente marinho (WARWICK, 1986; WARWICK et al., 1987). Sucessivamente foi aplicado a vários táxon zoológicos desde aves, fitoplâncton e até peixes de ambiente marinho e de água doce (MEIRE & DEREU, 1990; ISMAEL & DORGHAM, 2003; COECK et al., 1993; PENCZAK & KRUK, 1999). No Brasil, há aplicações do índice para a comunidade ictíica dos reservatórios de Segredo (PENCZAK & AGOSTINHO, 1997) e Jurumirim (CARVALHO & SILVA, 1999).

No caso do reservatório de Segredo, os resultados do método gráfico e do índice ABC revelaram que as comunidades estão em alto estado de perturbação. Somente os remansos dos tributários mostram condições melhores, tendo as curva de k-dominância da biomassa acima daquela da abundância e valor positivo do índice. Na interpretação dos resultados, todavia, os autores ressaltam o fato que o estado das comunidades do reservatório de Segredo não depende somente do efeito do represamento ou da poluição, mas também das características morfológicas próprias do rio Paraná que, neste trecho, antes do represamento, apresentava numerosas quedas naturais que provavelmente limitaram o deslocamento natural das grandes espécies migradoras. Aliás, elas nunca foram abundantes neste ambiente, pouco contribuindo ao incremento da curva da biomassa.

No caso do reservatório de Jurumirim, ao contrário, não foi utilizado o método gráfico de comparação das curvas de k-dominância (abundância e biomassa), sendo relatados somente os resultados do índice ABC. Os cálculos revelaram uma comunidade moderadamente

perturbada, com valores muito próximos de zero. Isto é um resultado esperado, visto que a represa é considerada mesoligotrófica → oligotrófica (HENRY, 1990; NOGUEIRA, 1996).

No caso da represa de Barra Bonita, a interpretação dos resultados do método gráfico mostra uma comunidade moderadamente perturbada. A fauna é dominada por espécies de pequeno e médio-porte. Algumas espécies migradoras de maior porte não foram completamente eliminadas e conseguem completar o ciclo vital, utilizando áreas reprodutivas localizadas em tributários. Este resultado pode ser explicado, também, considerando que a ictiofauna da represa deve estar adaptada as atuais condições.

No caso das zonas, o método gráfico revela comunidades moderadamente perturbadas nos dois braços fluviais e para a zona lêntica da represa. Porém, revela uma comunidade fortemente perturbada na zona de transição. Este resultado pode ser justificado considerando, nesta zona, a dominância de espécies de pequeno porte como resposta a condições ambientais (em termo de qualidade física e química da água, turbulência e estrutura do habitat) piores quando comparadas com o restante da represa.

Para os ambientes os resultados indicam três situações diferentes: para o ambiente de centro a comunidade seria não perturbada; para as desembocaduras, moderadamente perturbada e para a margem da represa, fortemente perturbada. Esse resultado é esperado, em quanto o centro é explorado por poucas espécies de médio-grande porte que contribuem substancialmente ao incremento em biomassa da comunidade, embora não seja muito rico em número de espécie nem em abundância; os ambientes de desembocadura, ao contrário, funcionam como refúgios e criadouros hospedando uma fauna mais diversificada (em termos de tamanho) e rica, resultando numa sobreposição quase perfeita das curvas de k-dominância de biomassa e abundância; o ambiente lateral mostra a dominância das espécies de pequeno porte, que pouco contribuem ao incremento em biomassa da comunidade, indicando condição de estresse. Isto pode ser explicado pela menor complexidade estrutural desse ambiente, devida à variação do nível da água determinada pelo regime de operação da usina, que limita a disponibilidade de refúgios e o acesso aos recursos alimentares, e se torna favorável à colonização por espécies mais oportunistas de pequeno porte.

Considerando a estatística W, todavia, os resultados parecem mais homogêneos em comparação com aqueles do método gráfico, indicando para todas as situações condições de

“moderada perturbação”, com valores de W muito próximos do zero. Esse resultado tem duas possíveis explicações: 1) pode-se pensar que a estatística W tem menor capacidade em discriminar pequenas diferenças na distribuição das biomassas e abundâncias ou, 2) indicaria que as diferenças reveladas pelo método gráfico não são tão relevantes. Esta última interpretação é confirmada pela análise da variância aplicada à época, zona e ambiente de cada ponto amostrado. Neste caso não foram detectadas diferenças estatisticamente significativas em nenhuma das três categorias consideradas, sugerindo que a estatística W é um índice mais confiável do que o método gráfico como já indicado por CLARKE (1990) e ROTH & WILSON (1998).

5.6 Estrutura trófica

A análise dos dados mostra a predominância dos onívoros. Em termos quantitativos, onívoros e iliófagos juntos constituem, respectivamente, 66% da abundância numérica e 59% do peso da comunidade. Isto é previsível, considerando a qualidade ambiental da represa de Barra Bonita caracterizada pela condição de eutrofia da água (BARBOSA et al., 1999), simplificação estrutural do ambiente e alto estresse relacionado à gestão hidráulica. Nestas condições, são beneficiadas espécies de pequeno porte, r-estrategistas e com amplo espectro alimentar. Este resultado é melhor explicado ao se considerar que, em geral, há o aumento da proporção de onívoros na comunidade em ambientes degradados (KARR, 1981). Isto é relacionado com o fato de que nesses ambientes ocorre a simplificação da base alimentar, constituída em sua maior parte por invertebrados, determinando assim uma redução das espécies mais exigentes ou de dieta especializada. KARR (1981) estabeleceu que ambientes com menos do que 20% de indivíduos onívoros podem ser considerados “bons”; ao contrário ambientes onde a percentagem é maior do que 45% são considerados “fortemente degradados” (ARAÚJO, 1998). No caso da Represa de Barra Bonita a percentagem de indivíduos onívoros é de 28%. Portanto pode ser classificada numa posição intermediaria entre as duas.

Um outro indicador do estado de saúde da comunidade é a razão entre carnívoros (predadores) e outros níveis tróficos. Em geral foi observado que a riqueza dos carnívoros diminui com a degradação da qualidade da água (ARAÚJO, 1998). A função dos predadores é bem discutida na literatura (PAIVA et al, 1994; KARR, 1981; DE BERNARDI et al, 1993). Particularmente relevante, é a função de regulação desempenhada por esta categoria na comunidade e seu uso na restauração e manutenção de ambientes degradados através da biomanipulação (RIBEIRO, 2002).

O consumo de organismos por parte dos peixes é um aspecto importante, que pode regular a estrutura trófica e influenciar a estabilidade, a resiliência e a dinâmica da cadeia alimentar do ecossistema aquático (ENGEL et al., 1999). Por exemplo, em ambientes ricos em nutrientes, uma comunidade de peixes diversificada e dominada por piscívoros, pode controlar com eficiência a explosão do fitoplâncton por meio da predação sobre os peixes zooplanctívoros. Neste caso, o controle da população de zooplanctívoros resulta numa diminuição da pressão sobre o zooplâncton que, por sua vez, regula a proliferação do fitoplâncton. Os benefícios para

o ecossistema são evidentes e resultam num sistema mais eficaz de ciclagem dos nutrientes, maior diversificação da estrutura da comunidade e aumento da transparência da água (RAPPORT, 1999). Ao contrário, se os piscívoros são removidos do ambiente, a pressão de predação sobre o zooplâncton por parte dos peixes zooplanctívoros aumenta, e daí teremos um descontrole na produção do fitoplâncton. Em condições críticas, blooms de cianofíceas e dinoflagelados, podem causar mortalidades de peixes e outros animais impedindo, também, o uso da água para abastecimento e lazer (HOLMLUND & HAMMER, 1999). Este é também o caso da represa de Barra Bonita, onde periodicamente são observadas mortandades de peixes devido à proliferação de algas e déficit de oxigênio na época chuvosa (BARRELLA, 1997).

Alguns autores (STEIN et al, 1995; LAZZARO, 1997), todavia, ressaltam que este modelo de biomanipulação, típico de ambientes temperados, não se adapta a ambientes tropicais ou subtropicais. Os argumentos ressaltam essencialmente a maior complexidade da cadeia alimentar e das interações tróficas entre organismos em ambientes tropicais ou sub-tropicais onde se observa: a) peixes carnívoros mais generalistas; b) predominância dos onívoros sobre os zooplanctívoros; c) dominância de microzooplâncton (rotíferos e pequenos cladóceros); d) elevada proporção de algas de maior tamanho, pouco sujeitas a herbivoria por parte do zooplâncton. Esta condição de “fragilidade” da razão entre fito e zooplâncton em sistemas tropicais e subtropicais faz com que seja favorecido o processo de detritívoria na cadeia alimentar e de onívoria pelos peixes planctívoros (RIBEIRO, 2002).

Na represa de Barra Bonita, CALIJURI & TUNDISI (1990) relatam, em relação ao zooplâncton, a dominância de copépodos sobre rotiferos e cladóceros. Isto poderia explicar a baixa intensidade de grazing sobre o fitoplâncton, sendo os copépoda menos eficientes nesta função em comparação aos microcrustáceos (Cladóceros). Os copépodos são também considerados indicadores de eutrofização (TUNDISI & MATSUMURA-TUNDISI, 1990).

SORIANO (1997), ao contrário, cita ostrácodos, copépodos e cladóceros entre os grupos mais importantes na fauna bentônica da represa de Barra Bonita, caracterizados por forte variabilidade sazonal e picos de abundância no inverno. Considerando que a única espécie zooplanctófaga levantada neste trabalho (M. intermedia) não foi capturada no inverno, este fato concordaria com o resultado de SORIANO (1997) que detectou o pico do mesobentos neste período. Isto, porém, não parece suficiente para explicar as interações existentes entre a

comunidade atual de peixes e o plâncton. Provavelmente, o zooplâncton (e em especial os micro crustáceos) é o “anel frágil” da cadeia alimentar na represa de Barra Bonita, no entanto as interações com os níveis superiores da cadeia alimentar ainda têm que ser esclarecidos.

PEREIRA et al, (2002) justificam a predominância, nos reservatórios do Médio e Baixo Tietê, de espécies generalistas com as necessidades das espécies de peixes de se adaptarem as condições do ambiente lêntico, onde os recursos alimentares são qualitativamente menos abundantes, em comparação com os ambientes fluviais, devido a ausência de heterogeneidade ambiental nas margens dos ambientes represados.

Em síntese, na represa de Barra Bonita a comunidade de peixes parece desequilibrada em direção as categorias tróficas mais oportunistas, indicando que fatores bióticos e abióticos interferem na função dos predadores. Neste contexto deve ser considerada, também, a pesca como outro fator interagindo com as dinâmicas naturais das espécies. Na represa de Barra Bonita se situa a maior colônia de pescadores profissionais da região (BARRELLA, 1997; BARRELLA & PETRERE, 2003) e a pressão pesqueira é direcionada principalmente sobre as espécies carnívoras. Só recentemente a espécie alvo dos pescadores mudou para a tilápia, mas outras carnívoras (como P. squamosissimus, A. lacustris, S. maculatus, S. hilarii e H.

malabaricus) ainda são exploradas como foi relatado pelo técnico do Instituto de Pesca de

Barra Bonita, Senhor José Reinaldo Spigolon (com.pessoal, 2003). 5.7 Estrutura reprodutiva

O tipo de reprodução mais comum é a parcelada. Este tipo de estratégia é particularmente adequada para as condições de “estresse” do ambiente da represa que mostra ciclos de enchentes e esvaziamento profundamente diferentes dos ciclos naturais. A análise do regime de afluxo fluvial na represa de Barra Bonita mostra, em particular, os maiores aportes limitados ao período dezembro-março e os menores em julho-setembro. Ao contrário, a gestão hidráulica mostra uma fase de esvaziamento de junho a novembro e de enchente de dezembro a maio. O cruzamento dos ciclos reprodutivos das espécies com as fases de enchentes e esvaziamento da represa indicam que o período critico para o sucesso da reprodução da maioria das espécies estende-se de setembro-outubro a março-abril.

Nesse contexto, somente as espécies dotadas de grande capacidade de resiliência (estratégia reprodutiva de tipo parcelada) como: S. insculpta, C. nagelii, C. modestus, P. squamosissimus e M. ntermedia (VAZZOLER & MENEZES, 1992; GENNARI & BRAGA, 1996; VAZZOLER et al., 1997; BRAGA, 1997; NAKATANI et al., 2001) e aquelas que exibem cuidado parental como A. altiparanae, H. littorale, G. brasiliensis, H. malabaricus, L. anisitsi,

O. niloticus (VAZZOLER & MENEZES, 1992; GENNARI & BRAGA, 1996; BRAGA,

1999; NAKATANI et al., 2001; FISHBASE, 2004) conseguem ter sucesso na reprodução. Em relação a tilápia (O. niloticus), CRAIG (2005) relata que a espécie parece favorecida pelo represamento, sendo positiva a correlação entre variação do nível e produção da espécie.