ads:
André Batista Nobile
“A ictiofauna agregada a um sistema de piscicultura em
tanques-rede na represa oligotrófica de Chavantes (médio rio
Paranapanema, SP/PR): composição de espécies e atributos
ecológicos”
Botucatu – SP
2010
ads:
Livros Grátis
http://www.livrosgratis.com.br
Milhares de livros grátis para download.
UNIVERSIDADE ESTADUAL PAULISTA – UNESP
INSTITUTO DE BIOCIÊNCIAS
ANDRÉ BATISTA NOBILE
“A ictiofauna agregada a um sistema de piscicultura em
tanques-rede na represa oligotrófica de Chavantes (médio rio
Paranapanema, SP/PR): composição de espécies e atributos
ecológicos”
Orientador: Prof. Dr. Edmir Daniel Carvalho
Botucatu, 2010
Dissertação apresentada ao Instituto de
Biociências da Universidade Estadual Paulista –
UNESP, Campus de Botucatu, como parte dos
requisitos
para obtenção do Título de Mestre
em Ciências Biológicas: Área de Concentração:
Zoologia.
ads:
FICHA CATALOGRÁFICA ELABORADA PELA SEÇÃO TÉCNICA DE AQUISIÇÃO E TRATAMENTO
DA INFORMAÇÃO
DIVISÃO TÉCNICA DE BIBLIOTECA E DOCUMENTAÇÃO - CAMPUS DE BOTUCATU - UNESP
BIBLIOTECÁRIA RESPONSÁVEL: Selma Maria de Jesus
Nobile, André Batista.
A ictiofauna agregada a um sistema de piscicultura em
tanques-rede na represa oligotrófica de Chavantes (médio rio
Paranapanema, SP/PR): composição de espécies e atributos
ecológicos / André Batista Nobile. – Botucatu, 2010.
Dissertação (mestrado) – Universidade Estadual Paulista,
Instituto de Biociências, Botucatu, 2010
Orientador: Edmir Daniel Carvalho
Assunto CAPES: 20500009
1. Piscicultura - Paranapanema, Rio 2. Ictiofauna 3.
Ecologia aquática
Palavras-chave: Diversidade; Impacto ambiental; Re-
estruturação da ictiofauna; Rio Paranapanema; Tanques-rede
Agradecimentos:
Aos meus pais, Fernando e Regina, pelos esforços, apoio e incentivo a mim prestados
nesta caminhada em busca pela formação pessoal e profissional;
Ao Prof. Dr. Edmir Daniel Carvalho, pela aceitação, orientação, apoio e confiança
depositados ao longo desta fase;
À Luana pelo incentivo, apoio e compreensão neste período;
Aos amigos do Laboratório de Biologia e Ecologia de Peixes, Igor, Heleno, Ana Paula,
Jaciara, Zanatta, Carol, Rosangela, Armando, Yuldi, Limão, Gregório e Otiliê, pelo
convívio harmonioso nestes anos que se passaram;
Aos companheiros de coleta, que debaixo de chuva ou sol estavam lá: Carol, Zanatta,
Igor, Ana Paula e Heleno;
Ao Igor pela ajuda na elaboração e correção da dissertação;
Aos amigos de república, Bruno Gamba, Rodrigo Japa, Dyeno e Rafael, pelo
companheirismo e pelos momentos de descontração;
Ao pessoal do Departamento de Parasitologia, Prof. Dr. Reinaldo e Érica Zica, pelo
auxílio em campo e parceria nestes anos;
Aos amigos de pós-graduação e graduação feitos nas disciplinas da Zoologia e nos
corredores do departamento de Morfologia;
Aos técnicos e amigos, Ricardo Teixeira e Renato Devidé, pela ajuda dispensada no
laboratório, assim como, pelo auxílio em campo, sem o qual o trabalho não teria se
realizado;
Aos funcionários do Departamento de Morfologia, Luciana, Dona Terezinha e Dona
Iolanda, por estarem sempre dispostas a ajudar;
Aos funcionários da seção de Pós-Graduação, Luciene e Herivaldo, pelos serviços
prestados e pelos atendimentos fora do horário;
Ao Instituto de Biociências e ao Programa de Pós-Graduação em Ciências Biológicas
A/C Zoologia por promover condições excelentes para a realização de disciplinas e
projetos;
Aos Professores Dr. Francisco Langeani Neto, do IBILCE, Unesp de São José do Rio
Preto, Dr. Cláudio de Oliveira, do Instituto de Biociências da Unesp de Botucatu e Dr.
Cláudio Henrique Zawadzki, do Nupélia, da Universidade Estadual de Maringá, pela
identificação dos peixes capturados no projeto de pesquisa;
À Meire e Selma, funcionárias da biblioteca, pela correção das referências
bibliográficas e elaboração da ficha catalográfica;
Ao Sr. José Dirceu Azzolin por permitir a realização do estudo em sua piscicultura;
Ao “Pisculin” por ceder a área para montagem do acampamento e do laboratório de
campo;
A CAPES (Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível Superior) pela
concessão da bolsa de estudos.
Resumo:
A criação de peixes em gaiolas ou tanques-rede iniciou-se há mais de 50 anos,
no Delta do rio Mekong. Atualmente, este tipo de cultivo está se expandido em
represas brasileiras, tendo como modelo a espécie não nativa Tilápia-do-Nilo
(Oreochromis niloticus). Contudo os impactos decorrentes desta atividade sobre a
ictiofauna são pouco conhecidos. Sendo assim, o objetivo deste trabalho é caracterizar
a estrutura e composição das assembléias de peixes agregadas ao sistema de
piscicultura e do respectivo trecho controle e, com base em atributos ecológicos, inferir
possíveis impactos destes sistemas sobre a ictiofauna residente da represa de
Chavantes. Para tal foram realizadas coletas, com redes de espera, nos meses de
outubro e dezembro de 2007 na área onde seriam instalados os tanques-rede (pré-
Tanque) e no período de abril/2008 a março/2009 (pós-Tanque), ao redor dos tanques-
rede (TR) e em um trecho controle (CT) - sem interferência deste sistema. Entre os
períodos pré-TR e TR foram encontradas diferenças com relação à composição de
espécies e às médias de captura em número e biomassa. Entre os trechos TR e CT, o
primeiro foi responsável por mais de 75% das capturas em abundância e biomassa.
Foram observadas diferenças na composição das espécies, porém os trechos
apresentaram similaridade ictiofaunística média (Jaccard = 0,73 e Morisita-Horn =
0,43). Não foram encontradas grandes diferenças com relação aos demais índices
ecológicos, porém, o TR apresentou menor diversidade e riqueza de espécies e maior
dominância. Assim reforçamos a idéia de que os sistemas de tanques-rede exercem
forte atratividade sobre os peixes, causando agregações ao seu redor, resultando em
re-estruturação da ictiofauna, pois favorecem as espécies oportunistas que se ajustam
mais facilmente às novas condições resultantes das atividades deste empreendimento.
Ainda, deve-se atentar para as introduções de espécies não nativas, que podem
ocasionar impactos relevantes. Visto que este estudo foi realizado no primeiro ano de
atividades da piscicultura, pode-se inferir que a longo prazo, esta atividade leve à
seleção das espécies dominantes, causando a simplificação da assembléia de peixes.
Palavras-chaves: tanques-rede, impacto ambiental, re-estruturação da ictiofauna,
diversidade, rio Paranapanema.
Abstract:
Fish farming in cages or net pens began more than 50 years in the Mekong
Delta. Currently, this type of cultivation is expanding in the Brazilian reservoirs having
as a model the non-native specie nile-tilapia (Oreochormios niloticus) However it´s
impacts on the fish fauna are poorly known. The present study seeks to defining the
structure and composition of fish assemblages aggregated to that system and and its
stretch control and, based on ecological attributes identify potential impacts caused by
fish farming system on the on the resident fish fauna existing at the chavantes dam. In
order to attend that purpose it was used gill nets to collect samples in October and
December of 2007 from the area where the net-pens would be installed (pre-tank) and
from April of 2008 through March of 2009 (post-tank) around the cages (TR) and from a
control section (CT) not influenced by the fish farming system. As a result, differences
concerning species’ composition and average catch in abundance and biomass were
found between the pre-TR and TR periods. Comparing to the CT strecht, the TR stretch
presented more than 75% of the catch in number of biomass. Differences relating to the
species compositions were also found. However the stretchs presented similar average
of fish fauna (Jaccard = 0.73 and Morisita-Horn = 0.43). There was no major difference
concerning other ecological index, however, TR had lower diversity and species
richness and higher dominance. Hence, it is reinforced the idea that systems of cages
exert a strong attraction for fish, causing aggregations around the cages, resulting in re-
structuring of the fish fauna, for they benefit those opportunistic species witch adjust
more easily to the new conditions caused by that kind cultivation. Yet, one must pay
attention to the issues of non-native species that can cause significant impacts. Since
this study was accomplished during the first year of farming activities, it is possible to
assume that in the long term that activity will lead to a selection of the dominant
species, causing a simplification of the fish assemblage.
Keywords: net pens, environmental impact, re-structuring of the fish fauna, diversity,
Paranapanema river.
Sumário:
1. Introdução: ............................................................................................................................. 8
2. Objetivos: .............................................................................................................................12
3. Material e métodos: ...............................................................................................................13
3.1 Características ambientais da região de estudo: .............................................................13
3.1.1 rio Paranapanema: ....................................................................................................13
3.1.2 Usina de Chavantes: .................................................................................................14
3.2 Trechos amostrais: ..........................................................................................................16
3.3 Amostragens das assembléias de peixes: .......................................................................17
3.4 Determinação da estação sazonal: ..................................................................................19
3.5 Atributos ecológicos das assembléias de peixes: ............................................................20
3.5.1 Frequência relativa de captura: .................................................................................21
3.5.2 Constância de Captura: .............................................................................................21
3.5.3 Diversidade de Shannon-Wiener: ..............................................................................22
3.5.4 Equitabilidade de Pielou: ...........................................................................................22
3.5.5 Riqueza de espécies: ................................................................................................23
3.5.6 Dominância de Simpson: ..........................................................................................23
3.5.7 Índices de Similaridade: ............................................................................................24
3.5.7.1 Morisita-Horn: .........................................................................................................24
3.5.7.2. Similaridade de Jaccard: .......................................................................................24
3.5.8 Curva de Importância das Espécies: .........................................................................25
3.5.9 Índice Ponderal: ........................................................................................................25
3.5.10 Caracterização das guildas tróficas: ........................................................................26
4. Resultados: ...........................................................................................................................28
4.1 Fase pré-instalação dos Tanques (Pré-TR) x fase Tanque (TR): .....................................28
4.2 Trecho Tanque (TR) x trecho Controle (CT): ...................................................................33
5. Discussão: ............................................................................................................................42
6. Conclusões: ..........................................................................................................................59
7. Literatura Citada: ..................................................................................................................60
8. Anexos: .................................................................................................................................78
1. Introdução:
A construção de usinas hidroelétricas no Brasil alcançou grande
desenvolvimento durante o século XX (TUNDISI, 2003; AGOSTINHO et al., 2007).
Atualmente estas usinas produzem 73,8% de toda a energia elétrica do país, sendo o
Estado de São Paulo responsável por 22,22% (ANEEL, 2010). Entretanto, tais
empreendimentos transformaram grandes rios da região Sudeste como o Tietê,
Paranapanema e Grande, em uma sucessão de lagos artificiais em cascata (TUNDISI,
1999).
Neste sentido, WOYNAROVICH (1991) destaca que a construção de represas
implica em transformação do ambiente lótico em semi-lêntico, gerando mudanças no
solo e vegetação em seu entorno e principalmente nos fatores físico-químicos da água.
Tais alterações, aliadas aos barramentos, implicam em reestruturação da ictiofauna
local, com substituição de espécies de grande porte e alto valor econômico, por
espécies de pequeno porte e baixo valor econômico (AGOSTINHO et al., 1994;
CARVALHO & SILVA, 1999; ZOCCHI, 2002). Além de tais impactos, estes ambientes
vêm sofrendo outros impactos, como pesca predatória, introdução de espécies,
poluição, desmatamento, processos erosivos, assoreamento e atualmente um possível
novo impacto negativo, a piscicultura em tanques-rede (PAIVA, 1982; TORLONI et al.,
1986; ORSI & AGOSTINHO, 1999; SANTOS & FORMAGIO, 2000; LATINI &
PETRERE, 2004; CARVALHO et al., 2008).
A utilização de sistemas de criação de organismos aquáticos em gaiolas ou
tanques-rede iniciou-se há mais de 50 anos, no Delta do rio Mekong, na Ásia
8
(BEVERIDGE, 1984; MEDEIROS, 2002; CASTAGNOLLI, 2000). De acordo com FAO
(2008), desde 1970 a aquicultura mundial vem apresentando índices médios anuais de
crescimento superiores ao da pesca extrativista e da produção de animais terrestres.
Neste sentido, o Brasil possui um imenso potencial aquícola, tendo 8.400 km de
costa marítima, 5.500.000 hectares de represas de águas doces, clima favorável, terras
disponíveis e relativamente baratas, mão-de-obra abundante e crescente demanda por
pescado (MPA, 2009). Ainda, no Brasil a aquicultura comercial se firmou a partir da
década de 1990, principalmente na região Sudeste, onde o modelo zootécnico mais
utilizado são as tilápias (Oreochromis niloticus e suas linhagens) (ONO, 1998;
MEDEIROS, 2002; BRANDÃO et al., 2004). Desde então a produção aquicola
brasileira passou de 25.000 toneladas/ano em 1990 para atuais 250.000 toneladas de
pescado cultivado (MPA, 2009). Parte deste aumento na produção deve-se a
programas governamentais como PRONAF (Programa de Fortalecimento da
Agricultura Familiar) e FEAP (Fundo de Expansão do Agronegócio Paulista) e
marketing (MPA, 2009).
Entretanto, apesar de todo crescimento e potencial aquícola brasileiro, diversos
estudos relatam impactos ocasionados por sistemas de pisciculturas em tanques-rede
em águas continentais e costeiras. Tais estudos apontam uma enorme gama de
impactos sobre diferentes tipos de organismos aquáticos, sedimento e qualidade da
água.
Uma das principais características da aquicultura em tanques-rede é a grande
quantidade de resíduos orgânicos gerados, que são diretamente liberados no ambiente
9
aquático (VITA, et al., 2004; BEVERIDGE, 2004). Tais efluentes (restos de ração,
fezes, escamas e muco) podem consistir em uma importante fonte de poluição,
dependendo da espécie, técnica de cultivo, hidrografia do local de cultivo, tipo de ração
e práticas de manejo (WU, 1995; HARGREAVES, 1998; PILLAY, 2004). A quantidade
de matéria orgânica liberada para o ecossistema pode chegar a 80% (LEMARIÉ et al.,
1998; LUPATSCH & KISSIL, 1998).
Os nutrientes oriundos de pisciculturas podem acarretar desequilíbrio no
ambiente aquático, quando os processos naturais de autodepuração não conseguem
anular a carga orgânica emitida. A decomposição destes detritos pela oxidação
mediada por microorganismos compromete a qualidade da água, podendo ocasionar
mortandade de peixes e de outros organismos, afetando a utilização desses recursos
hídricos (SIPAÚBA-TAVARES, 1995; ESTEVES, 1998; ONO, 1998; MEDEIROS, 2002;
WU et al., 1994; WU, 1995; HARGREAVES, 1998; PILLAY, 2004.)
Além dos impactos na qualidade da água, o excesso de nutrientes provindos dos
tanques-rede pode, alterar as propriedades físico-químicas do substrato (DELGADO et
al., 1999; KARAKASSIS et al., 2000) aumentar a produção primária (KELLY, 1993;
DIAZ, et al., 2001; DIAS, 2008), aumentar a abundância da fauna bentônica
(KARAKASSIS, 2000; MENEZES & BEYRUTH, 2003). Além destes problemas, tais
empreendimentos, podem liberar substâncias químicas utilizadas no controle de
parasitas e fungos (THROWER & SHORT, 1991; AOKI, 1989; DIXON, 1991), dispersar
parasitos e patógenos (ZICA, 2008), e introduzir espécies não-nativas (WELCOME,
1988; AGOSTINHO & JULIO, 1996). Ressalta-se que neste tipo de cultivo, os escapes
10
são invitáveis podendo ocorrer durante o manejo dos animais, tempestades e danos
ocasionados por hélices de barco (BEVERIDGE, 2004).
Ainda com relação ao aporte de matéria orgânica pelas pisciculturas, outro
importante impacto é a atratividade exercida pelos tanques-rede. Tal fato acarreta
aumento na abundância de indivíduos ao redor destes empreendimentos (DEMPSTER
et al., 2002 e 2004; PAES, 2006; MACHIAS et al., 2004 e 2006; HÅKANSON, 2005),
em decorrência da alta disponibilidade de recursos alimentares provenientes da
piscicultura (restos de ração, fezes e escamas) (PEARSON AND BLACK, 2001;
DEMPSTER et al., 2002; PAPOUTSOGLOU et al., 1996; BLACK, 1998; JOHANSSON
et al., 1998; RAMOS et al., 2008; RAMOS, 2009; VITA, et al., 2004). Estes peixes
agregados aos tanques exercem um importante papel ambiental na reciclagem de
nutrientes ao fazerem uso dos resíduos excedentes das pisciculturas (VITA, et al.,
2004; PAES, 2006; RAMOS, 2009).
Ainda, devido ao fato de haver poucos estudos enfocando ambientes de águas
continentais, não esta claro quais os efeitos desta atratividade sobre o ecossistema
aquático local. Neste sentido, autores como PAES (2006) e ZANATTA (2007),
observaram diferentes situações ao estudar o efeito de pisciculturas em tanques-rede
sobre a estrutura e composição da ictiofauna. Assim, o estudo realizado por PAES
(2006) relata dominância de poucas espécies de peixes e um significativo aumento na
abundância numérica e em biomassa nos trechos sobre influência dos tanques de
cultivo. Entretanto ZANATTA (2007) não observou mudanças na estrutura e
composição da ictiofauna local.
11
Desta maneira, há necessidade de mais pesquisas enfocando os mecanismos
que propiciam tal agregação e principalmente a maneira como ocorre a reestruturação
ictiofaunística e seus efeitos em locais sobre a influência deste tipo de atividade
zootécnica.
12
2. Objetivos:
O objetivo geral deste estudo foi avaliar, em termos quali-quantitativos, a
atratividade e possíveis interferências do sistema de piscicultura em tanques-rede (TR),
sobre a ictiofauna residente da represa oligotrófica de Chavantes (médio rio
Paranapanema).
Especificamente, enfocou-se comparativamente:
• Caracterização, em termos espaciais e temporais, da composição e estrutura
das assembléias de peixes dos trechos estudados;
• Determinação dos diferentes atributos ecológicos destas assembléias de peixes
dos trechos estudados;
• Com base nestes resultados, pode-se inferir possíveis interferências ou danos
ecológicos decorrentes desta atividade de aquicultura sobre a ictiofauna
residente, no contexto dos barramentos dos grandes rios e seus múltiplos usos.
13
3. Material e métodos:
3.1 Características ambientais da região de estudo:
3.1.1 rio Paranapanema:
O rio Paranapanema, nome de origem Tupi-Guarani, (paraná = rio; panema =
pobre em peixes) (CARVALHO, 2009), esta inserido na bacia do Alto rio Paraná,
sendo que suas nascentes estão localizadas a cerca de 903 metros de altitude na
Serra da Paranapiacaba, município de Capão Bonito - SP (SAMPAIO, 1944). Seu
eixo principal possui aproximadamente 930 Km de extensão e o desnível até a sua
foz no rio Paraná, região do Pontal do Paranapanema, é de 700 m. De sua extensão
total, 630 Km estão em território Paulista e 300 Km fazem a divisa entre os estados
de São Paulo e Paraná. A área de drenagem é de 109.600 Km
2
, estendendo-se sob
as coordenadas 22º-26º S e 47º-54º W, pelo sudoeste do Estado de São Paulo (47%)
e norte do Paraná (53%) (DUKE-ENERGY, 2002 e 2009).
Devido a sua declividade, localização, presença de muitas quedas e
corredeiras, como as que existiam em Jurumirim e Salto Grande, o rio
Paranapanema teve papel importante no desenvolvimento hidroelétrico do Estado de
São Paulo (BRITTO, 2003). Atualmente, ao longo do eixo principal do rio existem 11
usinas em operação, que transformaram seu curso em uma sucessão de represas
em cascata: Jurumirim, Piraju, Paranapanema, Chavantes, Ourinhos, Salto Grande,
Canoas II, Canoas I, Capivara, Taquaruçu e Rosana (BRITTO, 2003) (Figura 1).
14
Figura 1 – Cascata de Usinas Hidrelétricas do rio Paranapanema, no destaque a UHE Chavantes. Figura 1 – Cascata de Usinas Hidrelétricas do rio Paranapanema, no destaque a UHE Chavantes.
O rio Paranapanema é dividido em três trechos: superior (da nascente até
Jurumirim), médio (entre Jurumirim e Salto Grande) e baixo (de Salto Grande até a foz
no rio Paraná) (SAMPAIO, 1944), estando à represa de Chavantes localizada no médio
Paranapanema a cerca 480 metros de altitude (DUKE-ENERGY, 2002).
3.1.2 Usina de Chavantes:
A construção da usina hidroelétrica (UHE) de Chavantes teve início em
1958, sendo concluído o enchimento e iniciadas suas operações em 1971. Os
principais afluentes formadores da represa são os rios Itararé e Verde, presentes na
margem esquerda (Figura 2). A represa é do tipo bacia de acumulação, apresenta
profundidades que chegam a atingir 90 metros nos trechos próximos à barragem, tem
cota máxima útil de 474m, volume total de 9.410 x 10
5
m
3
, e área do espelho d’água na
N
15
sua cota máxima de 400 km² (DUKE ENERGY, 2009). Em termos limnológicos, a
represa de Chavantes é classificada como oligotrófica (sensu Carlson), apresentando
formato dendrítico (NOGUEIRA et al., 2002).
Devido ao seu alto volume acumulado, a represa de Chavantes é classificada
como bacia de acumulação, o que permite a regularização de grande parte da vazão
média do rio, garantindo o correto funcionamento das usinas à jusante, evitando
enchentes e assegurando abastecimento para toda a região ribeirinha (DUKE
ENERGY, 2009). Este importante ecossistema aquático artificial que abrange diversos
municípios no Estado de São Paulo (Fartura, Chavantes, Ipaussu) e Paraná (Ribeirão
Figura 2 – Mapas do Brasil e do estado de São Paulo, no detalhe maior o represa de Chavantes.
Rio Verde
Rio Itararé
Rio Paranapanema
Barragem
Paraná
Minas Gerais
Mato Grosso
do Sul
16
Claro, Carlópolis), tem aproveitamento em múltiplos usos, como atividades de pesca
esportiva, artesanal, turismo náutico e mais recentemente tem sido usada para
piscicultura em tanques redes (CARVALHO et al., 2008).
Deve-se ressaltar que algumas instituições públicas e privadas, como a
UNESP – campus de Botucatu, UEL (Londrina, PR), APTA regional (Assis, SP), em
parceira ou não com a concessionária de energia elétrica (Duke Energy – geração
Paranapanema) e agências de fomento (FAPESP, CNPQ, FINEP/SEAP) têm nos
últimos 10 anos realizados estudos nas vertentes limnológicas, ictiofaunísticas, na
aquicultura e pesca artesanal, dentre outros (CARVALHO, 2009)
3.2 Trechos amostrais:
Para a realização do estudo foram selecionados dois trechos amostrais, um
denominado Tanque (TR) (anexo 1), coordenadas 23º7’36.46”S e 49º37’36.05”O, e
outro trecho, denominado Controle (CT) (Anexo 2), coordenadas 23º7’56.89”S e
49º36’13.24”O (Figura 3). No trecho Tanque está instalada a piscicultura em tanques-
rede. Este empreendimento iniciou suas operações no início de 2008, e é classificado
como de médio porte, pois conta com cerca de 200 tanques com volume útil que
variam de 6 a 18m
3
. O outro trecho, denominado Controle (CT), está localizado a cerca
de 4 km a montante da piscicultura e a priori não sofre interferência direta do sistema
de piscicultura em tanques-redes.
Para a escolha do trecho Controle procurou-se uma área da represa com
características fisiográficas e ambientais similares à do trecho Tanque. Desta forma,
17
ambos os trechos possuem: margem formada por rochas, matas ciliares preservadas e
poucas macrófitas aquáticas em terreno com declive acentuado.
3.3 Amostragens das assembléias de peixes:
Foram realizadas coletas de campo em duas etapas, sendo a primeira nos
meses de outubro e dezembro de 2007, período anterior à instalação dos tanques-rede
(Pré-TR), no local onde o empreendimento de piscicultura seria instalado. A segunda
etapa ocorreu nos dois trechos amostrais – TR e CT, no período de abril de 2008 a
março de 2009, com a piscicultura já instalada e operando, totalizando 12 amostragens
mensais.
Para a coleta utilizou-se redes de espera padronizadas com malhas variando de
3 a 14 cm entre nós não adjacentes, com 20 m de comprimento e alturas variando de
1,44 a 2,00 m (tabela 1). Para cada trecho amostral (TR e CT), foram utilizadas três
2275 m
Figura 3 – Mapa da represa de Chavantes mostrando no detalhe a localização dos trechos amostrais - TR e CT
18
lotes de redes de espera, sendo dois lotes com malhas de 3, 4, 5, 6 e 7 cm entre nós
não adjacentes (lotes A) e o outro lote com malhas de 7, 8, 10, 12 e 14 cm (lote B),
perfazendo 488,6 m
2
de área de redes/trecho.
As redes de espera do lotes A foram instaladas próximas as margens da represa
ao passo que o lote B em regiões mais profundas dos trechos amostrais. As redes
foram instaladas no período vespertino (por volta das 16:00 h) e retirados na manhã
seguinte (por volta das 07:00 h), perfazendo um total de aproximadamente 15 horas de
exposição.
Após recolher as redes, os peixes foram retirados e colocados em sacos
plásticos devidamente etiquetados e ainda em campo foram identificados até o nível
taxonômico de espécie, com base em NELSON (1994) e BRITSKI et al. (1988 e 1999).
Posteriormente os exemplares foram submetidos a análises biométricas (comprimento
(cm), peso (g), estádio de maturação gonadal, índice de repleção estomacal, peso da
Tabela 1 – Relação entre o tamanho da malha e a área.
Malha (cm) Altura (m) Área (m²)
3 1,44 28,80
4 1,52 30,40
5 1,50 30,00
6 1,50 30,00
7 1,75 35,00
8 2,00 40,00
10 1,70 34,00
12 1,56 31,20
14 2,00 40,00
19
carcaça e peso da gônada) utilizando ictiômetro e balança analítica de precisão com
duas casas decimais
1
Exemplares com dúvidas de identificação foram fixados em formol 10%,
devidamente etiquetados, sendo remetidos aos especialistas em sistemática e
taxonomia de peixes: Prof. Dr. Francisco Langeani Neto, do IBILCE, campus da
UNESP de São José do Rio Preto, SP; Prof. Dr. Cláudio de Oliveira, do Instituto de
Biociências da Unesp de Botucatu; Prof. Dr. Cláudio Henrique Zawadzki, do Nupélia,
da Universidade Estadual de Maringá. Ainda, exemplares testemunhos serão
depositados na coleção do Laboratório de Biologia e Genética de Peixes,
Departamento de Morfologia, Instituto de Biociências da UNESP de Botucatu, sob
responsabilidade do Prof. Dr. Cláudio de Oliveira.
.
3.4 Determinação da estação sazonal:
As estações sazonais - seca e chuva foram determinadas com base em séries
climatológicas históricas da região, realizadas no período de 1940 a 1999, pois os
índices pluviométricos mensurados neste estudo não mostraram padrão similar (Figura
4 - A). Assim, optou-se por caracterizar como período de estiagem (seca) os meses de
abril a setembro, enquanto os de chuva de outubro a março (Figura 4 – B) (DUKE-
ENERGY, 2002).
1
Este material biológico esta sendo usado no projeto de doutorado “Biologia populacional com ênfase na
dieta das principais espécies de peixes agregadas a um sistema de tanques-rede na represa de
Chavantes (médio rio Paranapanema-SP/PR).”, sob a responsabilidade de MsC. Heleno Brandão e
orientação de Prof. Dr. Edmir Daniel Carvalho.
20
Figura 4 – Médias pluviométricas registradas para o período do estudo (A) e série histórica do
local (B).
3.5 Atributos ecológicos das assembléias de peixes:
Para a determinação dos atributos ecológicos (abundância, em número e
biomassa, índices de diversidades, curva de importância, etc.) das assembléias de
peixes dos trechos em estudo foram realizadas análises compreendendo dois períodos:
0
50
100
150
200
250
jan
fev
mar
abr
mai
jun
jul
ago
set
out
nov
dez
Pluviosidade (mm
1940-1969
1970-1999
0
50
100
150
200
250
300
350
400
450
Pluviometria (mm)
A
B
21
1. Fase pré-instalação dos Tanques (Pré-TR, outubro e dezembro de 2007) x fase
Tanque (TR, abril/08 a março/09);
2. Trecho Tanque (TR) x trecho Controle (CT) ambos entre abril/08 a março/09.
3.5.1 Frequência relativa de captura:
A frequência relativa de captura dos peixes (%) foi obtida a partir da frequência
absoluta total dos exemplares capturados, em número e biomassa, para os trechos
estudados.
3.5.2 Constância de Captura:
A constância de captura (c) foi proposta por DAJOZ (1978) e mede a frequência
com que cada espécie ocorre no ambiente, relacionando o número de vezes em que a
espécie foi capturada com o número total de amostragens. É determinada pela
seguinte fórmula:
Sendo:
c = constância de captura;
n = número de vezes que a espécie foi coletada;
N = número total de coletas efetuadas.
Deste modo considera-se:
• Espécie Constante c > 50%;
c = (n x 100)/N
22
• Espécie Acessória 25% ≤ c ≤ 50%;
• Espécie Acidental 0 < c < 25%;
• Espécie Ausente c = 0.
3.5.3 Diversidade de Shannon-Wiener:
Segundo DAJOZ (2005), o índice de diversidade de Shannon-Wiener é um dos
mais utilizados em estudos ecológicos, pois é independente do tamanho amostral. Este
índice considera presença/ausência das espécies nas comunidades avaliadas (PINTO-
COELHO, 2000), e é calculado pela seguinte fórmula:
Onde:
H’ = Índice de Shannon-wiener;
pi = proporção da espécie i na comunidade, sendo pi = (ni/N);
ni = número de indivíduos da espécie i;
N = número total de indivíduos na amostra.
3.5.4 Equitabilidade de Pielou:
A Equitabilidade de Pielou (E) mede a uniformidade das espécies entre trechos
amostrais, em termos de suas abundâncias relativas. A Equitabilidade é calculada
conforme MAGURRAN (1988).
Sendo:
H’= -∑ (pi.Lnpi)
E = H’/In S
23
E = equitabilidade de Pielou;
H’ = Diversidade de Shannon-Wiener;
H Max = Ln S, sendo que S corresponde à diversidade máxima de espécies na
comunidade.
3.5.5 Riqueza de espécies:
A riqueza de espécies (d) ou índice de variedade (ODUM, 1972 in PINTO-
COELHO, 2000), foi calculada conforme a equação:
Sendo:
S = número de espécies capturadas;
N = número total de indivíduos.
3.5.6 Dominância de Simpson:
A Dominância de Simpson exprime a influência exercida por uma espécie numa
determinada comunidade (DAJOZ, 2005) e é calculada através da seguinte fórmula:
Onde:
D = dominância de Simpson;
ni = número de indivíduos da espécie i na amostra;
d = (S - 1) /log N
D = [ni x (ni – 1) / N x (N – 1)]
24
N = número total de indivíduos na comunidade.
3.5.7 Índices de Similaridade:
3.5.7.1 Morisita-Horn:
O índice de Morisita-Horn (CH) é utilizado para medir a similaridade entre duas
comunidades. Pode ser interpretado como a probabilidade de que um indivíduo ao ser
retirado da amostra j e outro da amostra k pertençam à mesma espécie, dividido pela
probabilidade de que dois indivíduos retirados das amostras j e k pertençam à mesma
espécie (PINTO-COELHO, 2000). Este índice varia de zero a um, podendo ser
empregado em dados de abundâncias, independente do tamanho amostral. Este índice
foi proposto inicialmente por MORISITA (1959) e simplificado por HORN (1966) (In:
PINTO-COELHO, 2000), e é calculado através da seguinte fórmula:
Sendo:
CH = Índice simplificado de Morisita proposto por Horn (1966);
Xij e Xjk = abundâncias da i-ésima espécie das amostras j e k;
Nj e Nk = número total de indivíduos nas amostras j e k.
3.5.7.2. Similaridade de Jaccard:
O índice de Similaridade de Jaccard (Sj) é um índice qualitativo que se baseia
nos dados de presença/ausência das espécies dos trechos amostrados (PINTO-
COELHO, 2000). Este índice é calculado pela seguinte fórmula:
CH = (2 ∑ Xij . Xik) / [(∑ Xij
2
/ Nj
2
) + (∑ Xik
2
/ Nk
2
)] Nj . Nk
25
Onde:
Sj = coeficiente de similaridade de Jaccard;
c = número de espécies comuns entre os trechos a e b;
a = número de espécies no trecho a;
b = número de espécies no trecho b.
3.5.8 Curva de Importância das Espécies:
A importância relativa das espécies, também conhecida como plot de Whittaker
(in KREBS, 1989), é estabelecida pelo escalonamento das espécies, em ordem
decrescente de importância da abundância destas. Esta sequência foi estabelecida de
acordo com os valores decrescentes das espécies agrupadas. Os dados são plotados
graficamente, tendo como eixo x a sequência de importância relativa das espécies e y,
os dados transformados da abundância absoluta das espécies [log (n+1)]. Isso pode
gerar uma série logarítmica, segundo um modelo determinístico no qual pode ser
ajustado um modelo matemático capaz de representar a complexidade das
assembléias de peixes (TOKESHI, 1993).
3.5.9 Índice Ponderal:
Este índice pondera os dados de abundância numérica e biomassa, calculado
de acordo com NATARAGAM & JHINGIAN (1961, in BEAUMORD & PETRERE Jr.,
1994).
Sj = c / (a + b – c). 100
26
É dado pela seguinte fórmula:
Onde:
ni = Abundância da espécie i
bi = Biomassa da espécie i
3.5.10 Caracterização das guildas tróficas:
Para realizar a discriminação dos peixes entre predadores e suas presas
(Tabela 2) foram utilizados dados de estudos paralelos sobre alimentação dessas
espécies (BRANDÃO, em andamento) e dados da literatura pertinente (VIDOTTO-
MAGNONI, 2009). Desta forma, foram consideradas predadoras aquelas espécies que
fazem uso de peixes como um dos seus principais itens alimentares e as espécies
presas foram as de pequeno porte ou àquelas registradas em conteúdos estomacais
desses predadores.
IP = (ni.bi).100/∑ (ni.bi)
27
Tabela 2 – Guildas tróficas e preferências alimentares de algumas espécies de peixes da
represa de Chavantes.
Espécie Guilda Trófica Principais recursos
G. knerii Piscívoro Peixes, crustáceos, insetos aquáticos
P. squamosissimus Piscívoro Peixes, crustáceos, insetos aquáticos
S. maculatus Piscívoro Peixes, crustáceos, insetos
H. malabaricus Piscívoro Peixes, crustáceos, insetos
A. lacustris Piscívoro Peixes, crustáceos
C. kelberi Piscívoro Peixes, crustáceos
A. affinis Detritívoro Detrito, fragmento vegetal, algas
S. insculpta Detritívoro Detrito, fragmento vegetal, algas
A. altiparanae Inse tívoro Insetos, algas, fragmento vegetal
A. fasciatus Inse tívoro Insetos, fragmentos vegetais
C. modestus Detritívoro Detritos, fragmentos vegetais
E. virescens Detritívoro Fragmentos vegetais, algas
E. trilineata Detritívoro Fragmentos vegetais, algas
S. macrurus Detritívoro Insetos, detritos, fragmentos vegetais
G. sylvius Inse tívoro Insetos aquáticos, algas,
Predadores
Presas
28
4. Resultados:
Para facilitar a compreensão dos resultados, estes, serão apresentados em dois
tópicos:
1. Período pré-instalação dos Tanques (Pré-TR) x período pós-instalação (TR);
2. Trecho Tanque (TR) x trecho Controle (CT).
4.1 Fase pré-instalação dos Tanques (Pré-TR) x fase Tanque (TR):
A composição da assembléia de peixes apresentou mudanças consideráveis
entre as duas fases do trecho tanque-rede, onde foi capturado um total de 41 espécies.
Destas, 21 espécies foram registradas nas duas coletas realizadas na fase anterior à
instalação dos tanques, sendo que sete foram exclusivas desta fase. Nas 12 coletas do
período pós-instalação, foram registradas 33 espécies, das quais, 19 espécies não
haviam sido capturadas na fase pré-instalação. Ainda, do total de espécies registradas,
14 espécies ocorreram nas duas fases (Tabela 3).
Comparando a assembléia presente na fase pré-TR com a TR, observa-se que
nas coletas da fase pré-tanque foi capturado um número constante de espécies (18
espécies), enquanto que após o início da operação deste empreendimento, o número
variou ao longo dos meses (6 a 20 espécies) (Figura 5). Ressalta-se que no mês em
que se iniciou a operação da piscicultura, o número de espécies registradas (20
espécies) foi superior ao registrado no período pré-tanque, sendo esta, a coleta em que
se registrou o maior número de espécies (Figura 5).
29
Em relação à captura média em número e biomassa entre as duas fases,
observa-se grande variação. No período pós-tanque, a média de captura em número
aumentou 22,5%, enquanto que em biomassa esse aumento foi de 54,6% (Figura 6).
Considerando a flutuação populacional das principais espécies, em abundância,
presente nas duas fases observa-se uma relação entre as oscilações das populações
de A. affins e da piscívora G. knerii. Ainda, P. maculatus também apresentou oscilação
populacional, aumentando significantemente após a instalação dos tanques, tendo um
leve decréscimo no final da estação de seca, porém sem ligação aparente com as
demais espécies. A.altiparanae, I. labrosus e P. squamosissimus apresentam
oscilações semelhantes (Figura 7).
De acordo com a flutuação mensal em abundância e biomassa das duas fases,
observa-se que nos primeiros meses após a instalação dos tanques-rede houve grande
aumento, tanto em número quanto em biomassa. Após este primeiro momento houve
declínio, ocorrendo posteriormente pequenas oscilações (Figura 8).
30
Classe OSTEICHTHYES
Sub Classe ACTINOPTERYGHI
Superordem OSTARIOPHYSI
Família Characidae Pré TR TR CT Acrônimos
Astyanax altiparanae (Garutti & Britski, 2000) x x x Aalt
Astyanax fasciatus (Cuvier, 1819) x x Afas
Subfamília Characinae
Galeocharax knerii (Steindachner, 1879) x x x Gkin
Subfamília Serrasalminae
Serrasalmus maculatus (Kner, 1858) x x x Smac
Piaractus mesopotamicus (Holmberg, 1887) x Pmes
Família Acestrorhynchidae
Acestrorhyncus lacustris (Lütken, 1875) x x x Alac
Família Erythrinidae
Hoplias malabaricus (Bloch, 1794) x x Hmal
Família Anostomidae
Leporinus amblyrhyncus (Garavello & Britski, 1987) x x x Lamb
Leporinus octofasciatus (Steindachner, 1915) x Loct
Leporinus elongatus (Valenciennes, 1850) x Lelo
Leporinus friderici (Bloch, 1974) x Lfri
Leporinus obtusidens (Valenciennes, 1836) x Lobt
Schizodon nasutus (Kner, 1858) x x x Snas
Schizodon intermedius (Garavello & Britski, 1990) x Sint
Família Curimatidae
Cyphocharax modestus (Fernández – Yépez, 1948) x x Cmod
Steindachnerina insculpta (Fernández – Yépez, 1948) x x x Sins
Família Prochilodontidae
Prochilodus lineatus (Valenciennes, 1837) x Plin
Família Parodontidae
Apareiodon affinis (Steindachner, 1879)
x x x Aaff
Família Pimelodidae
Pimelodus maculatus (Lacepède, 1803) x x x Pmac
Iheringichthys labrosus (Lütken, 1874) x x x Ilab
Família Heptapteridae
Rhandia quelen (Quoy & Gaimard, 1824) x x Rque
Pimelodella avanhadavae (Eigenmann, 1917) x Pava
Família Callichthydae
Hoplosternum littorale (Hancock, 1828) x x Hlit
Família Doradidae
Rhinodoras dorbignyi (Kner, 1855) x Rdor
Família Loricariidae
Subfamília Hypostominae
Hypostomus iheringii (Regan, 1908) x x x Hihe
Hypostomus strigaticeps (Regan, 1908) x x x Hstr
Hypostomus ancistroides (Ihering, 1911) x Hanc
Hypostomus regani (Ihering, 1905) x x Hreg
Hypostomus sp. x Hsp
Hypostomus sp.1 x Hsp1
Hypostomus margaritifer (Regan, 1908) x Hmar
Megalancistrus parananus (Peters, 1881) x x Mpar
Hypostomus hermanni (Ihering, 1905) x Hher
Família Cichlidae
Cichla kelberi (Kullander & Ferreira, 2006) x x Ckel
Crenicichla haroldoi (Luengo & Britski, 1974) x x Char
Crenicichla britskii (Kullander, 1982) x x Cbri
Crenicichla jaguarensis (Kullander, 2003) x x Cjag
Geophagus brasiliensis (Quoy & Gaimard, 1824) x x x Gbra
Oreochromis niloticus (Trewavas, 1983) x Onil
Tilapia rendalli (Boulenger, 1897) x Tren
Família Sciaenidae
Plagioscion squamosissimus (Heckel, 1840) x x x Psqu
Família Gymnotidae
Gymnotus sylvius (Albert & Fernandes-Matioli, 1999) x x Gsyl
Família Sternopygidae
Eigenmannia trilineata (Lopéz & Castello, 1966) x x Etri
Eigenmannia virescens (Valencienes, 1836) x x Evir
Sternopygus macrurus (Bloch & Scheneider, 1801) x x Smacr
CHARACIFORMES
SILURIFORMES
PERCIFORMES
GYMNOTIFORMES
Tabela 3 - Posição taxonômica das espécies de peixes capturadas em todo o experimento, relação
presença/ausência nos trechos e acrônimos.
31
0
50
100
150
200
250
300
350
Pré-Tanque
Tanque
Abundância numérica (n)
Período
0
5
10
15
20
25
Pré-Tanque
Tanque
Biomassa (Kg)
Período
Figura 6 – Valores médios de captura em abundância numérica (A) e biomassa (B) das fases pré-Tanque
e Tanque.
B
A
Figura 5– Variação do número de espécies capturadas por coleta nas fases pré e pós-
tanques.
0
5
10
15
20
25
Número de espécies
Pré Tanque
Tanque
32
0
100
200
300
400
500
600
700
800
Abundância numérica (n)
Figura 7 – Flutuação populacional (log N = abundância numérica ) das principais espécies do
trecho Tanque nas fases pré e pós-instalação.
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
Log da abundância numérica
Aaff
Gkne
Pmac
Aalt
Ilab
Psqu
Figura 8 – Variação mensal da abundância numérica (A) e biomassa (B) nas fases pré e pós-
instalação.
0
5
10
15
20
25
30
35
40
Biomasa (Kg)
B
A
33
4.2 Trecho Tanque (TR) x trecho Controle (CT):
Para o trecho Tanque (fase pós-instalação), foram capturados 3.096 indivíduos
(77,9%) com biomassa total de 261,9 Kg (77,3%), enquanto que para o trecho Controle
foram capturados 1.110 indivíduos (22,1%) com biomassa total de 76,9 Kg (22,7%).
Com relação às capturas mensais, observa-se que o trecho Tanque, com exceção do
mês de outubro, sempre apresentou maior captura, em abundância numérica, em
relação ao trecho Controle (Figura 9 - A). Em biomassa, o trecho Tanque apresentou
maiores valores durante todo o estudo (Figura 9 - B)
Na tabela 4, pode-se observar os valores de abundância e biomassa e as
respectivas porcentagens para cada espécie. Para o trecho Tanque as espécies mais
importantes foram A. altiparanae, A. affinis, G. knerii, I. labrosus, P. maculatus e P.
squamosissimus (93,18% abundância; 93,82% biomassa), sendo que as mesmas
espécies, com exceção de I. labrosus, também foram as mais importantes no trecho
Controle (75,76% abundância; 55,03% biomassa).
Figura 9 – Variação mensal de captura em abundância numérica (A) e biomassa (B) para os trechos
amostrais.
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Biomassa (%)
Tanque
Controle
A
B
0
100
200
300
400
500
600
700
800
Abundância numérica (n)
Tanque
Controle
34
Ordens
Espécie
(n) (%) (Kg) (%) (n) (%) (Kg) (%)
Aalt
161 4,1 3,40 1,3 87 7,8 1,29 1,7
Afas
8 0,2 0,15 0,1 2 0,2 0,03 0,0
Gkne
322 8,2 38,76 14,8 53 4,8 3,65 4,7
Smac
17 0,4 0,46 0,2 13 1,2 0,38 0,5
Pmes
2 0,1 2,85 1,1
-
-
-
-
Alac
2 0,1 0,11 0,0 6 0,5 0,41 0,5
Hmal -
-
-
- 10 0,9 3,54 4,6
Lamb
46 1,2 1,80 0,7 42 3,8 1,99 2,6
Loct
2 0,1 0,04 0,0
-
-
-
-
Snas
26 0,7 3,16 1,2 37 3,3 9,60 12,5
Lfri -
-
-
- 3 0,3 1,35 1,8
Lobt -
-
-
- 1 0,1 0,37 0,5
Lelo
1 0,0 0,27 0,1
-
-
-
-
Cmod
1 0,0 0,08 0,0 12 1,1 0,73 0,9
Sins
9 0,2 0,48 0,2 34 3,1 1,71 2,2
Plin -
-
-
- 4 0,4 7,22 9,4
Aaff
2091 53,5 49,23 18,8 525 47,3 13,11 17,0
Pmac
841 21,5 135,40 51,7 61 5,5 9,48 12,3
Ilab
130 3,3 10,41 4,0 25 2,3 1,97 2,6
Rque
17 0,4 0,92 0,4 10 0,9 1,11 1,4
Pava
5 0,1 0,08 0,0
-
-
-
-
Hlit
1 0,0 0,20 0,1 1 0,1 0,14 0,2
Rdor
2 0,1 0,13 0,0 - - - -
Hihe
5 0,1 0,32 0,1 11 1,0 0,86 1,1
Hstr
14 0,4 0,93 0,4 19 1,7 2,33 3,0
Hanc
- - - - 9 0,8 0,56 0,7
Hreg
1 0,0 0,16 0,1 2 0,2 0,30 0,4
Hsp
1 0,0 0,02 0,0 - - - -
Hmar -
-
-
- 1 0,1 0,20 0,3
Mpar
- - - - 1 0,1 0,06 0,1
Ckel
13 0,3 0,29 0,1 12 1,1 0,21 0,3
Char
58 1,5 1,25 0,5 11 1,0 0,27 0,4
Cbri
- - - - 4 0,4 0,08 0,1
Cjag
4 0,1 0,10 0,0 11 1,0 0,31 0,4
Gbra
4 0,1 0,23 0,1 5 0,5 0,55 0,7
Onil
11 0,3 1,51 0,6 - - - -
Psqu
95 2,4 8,54 3,3 90 8,1 12,82 16,7
Gsyl
4 0,1 0,14 0,1 2 0,2 0,07 0,1
Evir
2 0,1 0,03 0,0 2 0,2 0,08 0,1
Etri
4 0,1 0,12 0,0 3 0,3 0,09 0,1
Smacr
6 0,2 0,33 0,1 1 0,1 0,03 0,0
Total
3906 261,9 1110 76,9
CT
TR
Abundância
Biomassa
Abundância
Biomassa
Gymnotiformes
Characiformes
Siluriformes
Perciformes
Tabela 4 – Abundância numérica (n) e biomassa (Kg) das espécies capturadas no estudo,
separadas por trechos amostrais, com suas respectivas porcentagens.
35
Em relação à abundância numérica (n) e biomassa (Kg) por estação seca e
chuvosa, o trecho Tanque apresentou maiores valores na estação seca, enquanto o
trecho Controle apresentou maiores valores na estação chuvosa (Tabela 5).
Em relação à diversidade de peixes, para o trecho Tanque foram registradas 33
espécies, sendo sete exclusivas, enquanto que no trecho Controle foram registradas 34
espécies, com oito exclusivas. Desse total de espécies, 26 foram comuns aos dois
trechos de estudo (Tabela 3). Em relação ao número de famílias, para o trecho Tanque
as ordens Siluriformes e Characiformes foram as mais abundantes, seguidas por
Perciformes e Gymnotiformes. Para o trecho Controle a mais abundante foi à ordem
Characiformes, seguido por Siluriformes, Perciformes e Gymnotiformes (Figura 10 – A).
Para ambos os trechos Characiformes foi à ordem com o maior número de espécies,
seguido por Siluriformes, Perciformes e Gymnotiformes (Figura 10 - B).
Tabela 5 – Abundância numérica (n) e biomassa (Kg) separadas entre as estações sazonais
do ano para os trechos estudados.
Trecho Estação Abund. (n) Abund. (%) Biomassa (Kg) Biomassa (%)
Seca 2107 53,9 137,9 52,6
Chuva 1799 46,1 124,0 47,4
Total 3906 - 261,9 -
Seca 360 32,4 29,4 38,2
Chuva 750 67,6 47,5 61,8
Total 1110 - 76,9 -
Tanque
Controle
36
Considerando a abundância e biomassa separadas por ordem, Characiformes
foi a que teve maior abundância numérica nos dois trechos, seguida por Siluriformes,
Perciformes e Gymnotiformes (Figura 11 - A). Para biomassa, a ordem mais importante
diferiu entre os trechos, sendo que no trecho Tanque a ordem Siluriformes foi a mais
representativa, enquanto no trecho Controle foi Characiformes (Figura 11 – B).
Quanto à constância de captura, para o trecho Tanque registrou-se maior
número de espécies constantes ao longo do experimento, enquanto para o trecho
Controle, houve predomínio de espécies acessórias. Ainda, para ambos os trechos
observa-se um número semelhante de espécies acidentais (Tabela 6 e Figura 12).
0
1
2
3
4
5
6
7
8
Characiformes
Siluriformes
Perciformes
Gymnotiformes
Famílias (n)
Tanque
Controle
0
2
4
6
8
10
12
14
16
Characiformes
Siluriformes
Perciformes
Gymnotiformes
Espécies (n)
Tanque
Controle
0,0
10,0
20,0
30,0
40,0
50,0
60,0
70,0
80,0
Characiformes
Siluriformes
Perciformes
Gymnotiformes
Abundância numérica (%)
Tanque
Controle
Figura 10 – Relação família/ordem (A) e espécie/ordem (B) para os trechos amostrais.
A
B
Figura 10 – Abundância numérica (A) e biomassa (B) em porcentagem para as ordens capturadas no
experimento.
A
0,0
10,0
20,0
30,0
40,0
50,0
60,0
70,0
80,0
Characiformes
Siluriformes
Perciformes
Gymnotiformes
Biomassa (%)
Tanque
Controle
B
37
Tabela 6 – Classificação das espécies com relação à constância de captura para os trechos amostrais.
Espécies Tanque Controle
Espécies Tanque Controle Astyanax altiparanae +++ +++
Pimelodus maculatus +++ +++ Astyanax fasciatus ++ +
Iheringichthys labrosus +++ +++ Galeocharax knerii +++ +++
Rhandia quelen +++ ++ Serrasalmus maculatus ++ ++
Pimelodella avanhadavae ++ - Piaractus mesopotamicus + -
Hoplosternum littorale + + Acestrorhyncus lacustris + ++
Rhinodoras dorbignyi + - Hoplias malabaricus - ++
Hypostomus iheringii ++ +++ Leporinus amblyrhyncus +++ +++
Hypostomus strigaticeps +++ +++ Leporinus octofasciatus + -
Hypostomus ancistroides - ++ Leporinus elongatus + -
Hypostomus regani + + Leporinus friderici - ++
Hypostomus sp. + - Leporinus obtusidens - +
Hypostomus margaritifer - + Schizodon nasutus +++ +++
Megalancistrus parananus - + Cyphocharax modestus + ++
Cichla kelberi ++ ++ Steindachnerina insculpta +++ +++
Crenicichla haroldoi +++ ++ Prochilodus lineatus - ++
Crenicichla britskii - ++
Apareiodon affinis
+++ +++
Crenicichla jaguarensis ++ ++ Gymnotus sylvius ++ +
Geophagus brasiliensis ++ ++ Eigenmannia trilineata + +
Oreochromis niloticus +++ - Eigenmannia virescens + +
Plagioscion squamosissimus +++ +++ Sternopygus macrurus ++ +
Constância de Captura
Constante +++ Acessória ++ Acidental + Ausente -
Figura 12 - Constância de captura das espécies nos trechos amostrais.
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
Constante
Acessória
Acidental
Espécies (%)
Tanque
Controle
38
Tabela 7 – Atributos ecológicos da ictiofauna para os trechos amostrais.
Índice TQ CT
Dominância de Simpson (D) 0,3436 0,2470
Equitabilidade de Pielou (E) 0,4488 0,6166
Diversidade Shannon-Wiener (H') 2,2637 3,1370
Riqueza de espécies (d) 8,9094 11,4930
Índice de Jaccard (Sj)
Índice de Morisita-Horn (CH)
0,4315
TQ x CT
0,7321
Na tabela 7, observa-se que a similaridade ictiofaunística entre os trechos foi
média (Jaccard e Morisita-Horn). Analisando-se os dados de dominância (D), verifica-
se que esta foi maior no trecho Tanque, enquanto a equitabilidade (E), a riqueza de
espécies (d) e diversidade de Shannon-Wiener (H’) foram maiores para o trecho
Controle.
A curva de importância das espécies para os trechos Tanque e Controle
corroboram os dados apresentados nos índices ecológicos, ou seja, o trecho Tanque
apresenta maior dominância. Ainda, com base na distribuição dos pontos, pode-se
inferir que o trecho Tanque encontra-se mais perturbado ambientalmente em relação
ao trecho Controle (Figura 13 – A e B).
39
Figura 13 – Curva de Importância das espécies (Plot de Whittaker) para os trechos Tanque (A) e Controle
(B). No eixo X está o valor decrescente do log das abundâncias numéricas, e no Y o rank das espécies em
ordem decrescente de acordo com os valores de log.
y = 2,5433e
-0,062x
R² = 0,9621
0,0000
0,5000
1,0000
1,5000
2,0000
2,5000
3,0000
3,5000
Log n + 1
Rank das espécies
y = 3,0296e
-0,073x
R² = 0,9822
0,0000
0,5000
1,0000
1,5000
2,0000
2,5000
3,0000
3,5000
Log n + 1
Rank das espécies
B
A
40
De acordo com o Índice Ponderal (Tabela 8), as seis espécies mais importantes
do trecho Tanque (P. maculatus, A. affinis, G. Knerii, I. labrosus, P. squamosissimus e
A. altiparanae), representam 99,85% do total. No trecho Controle, estas mesmas
espécies, com exceção de I. labrosus, também estão entre as mais importantes, e
somaram 93,10% do total. Especificamente, observa-se que os valores destas
espécies diferiram significativamente entre os trechos.
Quando analisado sazonalmente (Tabela 7), o índice ponderal revela que, assim
como entre os trechos, as espécies tiveram variações significativas entre os períodos
de seca e chuva. No trecho Tanque, A. affinis e P. maculatus, foram as mais
importantes no período seco, porém para o período chuvoso P. maculatus teve
importância bem superior à A. affinis. Ainda, somados os valores destas seis espécies,
obteve-se 99,9% do total para a estação seca e 99,8 para a estação chuvosa. No
trecho Controle, A. affinis foi a mais importante nas duas estações. Neste trecho a
segunda espécie mais importante variou entre as estações, sendo na seca foi P.
maculatus e no período das chuvas P. squamosissimus. Diferentemente do trecho
Tanque, quando somados os valores das seis espécies, para estação seca obteve-se
89,9% e na estação chuvosa 93,8% do total.
Tabela 8– Índice ponderal para os trechos amostrais e separados por estações do ano.
Espécies Total Seca Chuva Total Seca Chuva
P. maculatus 49,01 37,09 62,37 6,00 24,03 1,67
A. affinis 44,31 54,49 32,67 71,43 49,81 75,32
G. knerii 5,37 7,38 3,31 2,01 8,86 0,49
I. labrosus 0,58 0,53 0,63 0,51 1,63 0,20
P. squamosissimus 0,35 0,32 0,37 11,98 4,49 15,06
A. altiparanae 0,23 0,09 0,46 1,17 1,09 1,11
Outros 0,15 0,10 0,19 6,90 10,09 6,15
TR
CT
41
Com relação às interações de predação, observou-se no trecho Tanque uma
abundância numérica superior de predadores em relação ao trecho Controle, sendo o
mesmo verificado para espécies de pequeno porte, normalmente utilizadas como
presas (Figura 14). Assim, a espécie de presa mais representativa em ambos os
trechos foi A. affinis, porém o predador mais representativo no trecho Tanque foi G.
knerii, enquanto que para o trecho Controle foi P. squamosissimus (Figura 15 – A e B).
0
20
40
60
80
100
Abundância numérica (%)
Tanque
Controle
0
20
40
60
80
100
Abundância numérica (%)
Tanque
Controle
Figura 14 – Relação predador-presa para os trechos amostrais
0
500
1000
1500
2000
2500
Predador
Presa
Abundância numérica (n)
Tanque
Controle
Figura 15 – Abundância numérica relativa das espécies de presas (A) e predadores (B) para os
dois trechos
A
B
42
5. Discussão:
A partir da década de 1990 a aquicultura começou a se firmar no cenário
nacional como atividade economicamente viável (MPA, 2009). Neste período, as
represas das usinas hidrelétricas passaram a ser amplamente utilizadas para esta
finalidade (CARVALHO et al., 2008), contudo, sem o devido conhecimento acerca das
possíveis interferências desta atividade sobre a ictiofauna (AGOSTINHO et al., 2007;
RAMOS, 2009).
Neste contexto, o Brasil atravessa um momento favorável ao desenvolvimento
da aquicultura, pois são várias as linhas de crédito que fomentam esta atividade
(PRONAF - Programa de Fortalecimento da Agricultura Familiar e FEAP - Fundo de
Expansão do Agronegócio Paulista) e implantação de Parques e áreas aquícolas em
grandes represas sob o domínio da União (CARVALHO et al., 2008). Contudo uma
dubiedade de pensamentos paira sobre esta atividade. Ao mesmo tempo em que o
Brasil é signatário da Convenção da Biodiversidade, que entre outras coisas, impede
introduções de espécies não nativas (AGOSTINHO et al., 2007), alguns órgãos
governamentais de produção, incentivam a utilização destas espécies na aquicultura,
devido à suas características zootécnicas desejáveis (ATTAYDE, et al., 2007; FREIRE
& PRODOCIMO, 2007).
Nesta questão, deve-se considerar o deslumbramento dos produtores por
espécies não nativas, como carpas, truta e tilápias (AGOSTINHO et al., 2007). A última
consiste no principal modelo zootécnico utilizado no país, sendo senso comum entre
ecólogos, seus impactos sobre a ictiofauna residente nos locais onde são introduzidas.
43
Contudo, ainda sem conhecimento dos possíveis impactos desta atividade
(AGOSTINHO et al., 2007; RAMOS et al., 2008 e 2009), a piscicultura em tanques-rede
tem apresentado crescimentos anuais (MPA, 2009).
Neste estudo, o resultado mais notável foi o significativo incremento na
abundância e biomassa de peixes ao redor dos tanques-rede. Resultado registrado por
diversos autores que estudaram aquicultura marinha (DEMPSTER et al., 2002;
MACHIAS et al., 2004, 2005; BOYRA et al., 2004; TUYA, et al., 2006) e continental
(PAES, 2006). Estes sistemas de tanques-rede atuam como dispositivos de agregação
de peixes (FAD – Fish Aggregation Devices), pois promovem abrigo e proteção para
diversas espécies de organismos aquáticos (DEUDERO et al., 1999). Entretanto, os
tanques-rede não são um dispositivo de agregação convencional. A constante
liberação de alimentos e a possível atração química dos peixes cultivados têm grande
influência nesse processo (DEMPSTER et al., 2002). A habilidade de sentir e
responder a estímulos químicos presentes no ambiente existe em praticamente todos
os seres vivos, desde bactérias unicelulares até organismos multicelulares complexos,
e muitas espécies de peixes detectam alimento desta forma (VICKERS, 2000).
Diversos estudos mostram que cerca de 70% a 80% dos nutrientes utilizados na
aquicultura são perdidos para o meio externo em forma de restos metabólicos, fezes e
fragmentos de ração não utilizada (KAUSHIK, 1998; LEMARIÉ et al., 1998; LUPATSCH
& KISSIL, 1998). Esta perda ocorre principalmente por deficiência de manejo técnico,
qualidade da ração extrusada (BEVERIDGE, 2004) e pelo metabolismo normal dos
animais cultivados (BEVERIDGE et al., 1991; BOSCOLO et al., 2004). Estes
44
excedentes podem ser utilizados de duas formas pelos peixes agregados a estes
sistemas de piscicultura:
Diretamente – a ictiofauna agregada aos tanques-rede alimenta-se de ração e fezes
(RAMOS et al., 2008; RAMOS, 2009; ROBERTSON, 1982; PHILLIPS et al., 1985), sem
que estes precisem passar pelos elos primários da cadeia alimentar, criando um novo
caminho nesta teia (HÅKANSON, 2005). Ainda, segundo FELSING et al. (2005) este
processo é responsável por retirar cerca de 40% a 60% dos nutrientes liberados pelas
pisciculturas, exercendo um importante papel na reciclagem de matéria orgânica destes
ambientes (VITA et al., 2004).
Indiretamente – estes nutrientes podem causar proliferação de algas, fitoplâncton,
zooplâncton (KELLY 1993; PITTA et al., 1999), fauna bentônica (KARAKASSIS et al.,
2000; MENEZES & BEYRUTH, 2003) e insetos aquáticos, que também são utilizados
por diversas espécies de peixes como alimento (MACHIAS et al., 2004; RAMOS et al.,
2008; PAES, 2006).
Desta maneira, como em ecossistemas marinhos, a aquicultura continental tem
alto potencial para atrair diversas espécies de peixes, devido principalmente à
disponibilidade de recurso alimentar para todas as categorias tróficas, concentrando
altas densidades de peixes em seu entorno.
Este aumento na disponibilidade de alimentos resulta em condições favoráveis
para diversas espécies de peixes, isto pode ser comprovado pela diferença entre as
assembléias de peixes dos dois trechos amostrais. Ambos os trechos apresentaram
forte dominância de espécies, porém, no trecho Tanque esta dominância foi mais
45
acentuada. De acordo com o índice ponderal, as seis espécies mais importantes do
trecho Tanque (P. maculatus, A. affinis, G. knerii e P. squamosissimus, I. labrosus e A.
altiparanae), possivelmente as mais ajustadas, foram responsáveis por 99% da
importância total deste trecho. Apesar das assembléias apresentarem similaridade
média, a estrutura entre os trechos variou bastante, sendo que em cada trecho as
espécies mais importantes diferiram e somente A. affinis teve importância em ambos os
trechos.
Ainda, em relação à importância das espécies nos trechos, foram observadas
grandes diferenças no índice ponderal entre as estações do ano. Estas diferenças na
estrutura das assembléias podem estar diretamente relacionadas aos tanques-rede,
que por disponibilizarem grandes quantidades de alimento, alteraram a estrutura
destas, mediante o melhor ajuste de algumas espécies. Outros índices aplicados sobre
as assembléias (Shannon-Wiener, Equitabilidade de Pielou e Riqueza de Espécies)
também sinalizaram, mesmo que de forma discreta, que o trecho Tanque encontra-se
sob maior estresse. Contudo a presença da piscicultura pode não ter ocasionado
grandes diferenças, pois este estudo foi realizado no primeiro ano de funcionamento
deste empreendimento. Assim, é possível que em longo prazo, estas diferenças sejam
mais acentuadas entre os trechos.
Neste sentido, MACHIAS et al. (2004) afirma que para ambientes marinhos, o
incremento na abundância da biota em decorrência do aumento na disponibilidade de
alimentos provenientes dos tanques-rede, não acarreta necessariamente em alteração
na diversidade de espécies local. Nestes ambientes, geralmente poucas espécies se
46
ajustam às novas condições ambientais e conseguem se sobressair sobre as demais
(FELSING et al., 2005; MACHIAS et al., 2004; GIANNOULAKI et al., 2005).
Outro aspecto que poderia contribuir para as altas densidades de algumas
espécies no trecho Tanque é o aumento no sucesso reprodutivo. Segundo DEMPSTER
et al. (2002), a alta disponibilidade de alimentos induz a um aumento na produção
somática daqueles indivíduos capazes de se aproveitar da grande quantidade de
alimentos. O aumento na produção somática cria condições favoráveis para que estes
indivíduos tenham um maior sucesso reprodutivo através do aumento da desova. A
teoria de que o aumento na disponibilidade de recursos alimentares acarreta aumento
na produção somática, foi observado por RAMOS (2009) e RAMOS (em andamento).
Este autor relata que as espécies P. maculatus, A. affinis, G. knerii, e A. altiparanae
agregadas ao sistema de piscicultura apresentaram maiores médias de comprimento e
peso, em relação ao trecho controle. Os aspectos reprodutivos destas espécies sob
influência de tanques-rede, esta sendo realizado por BRANDÃO (em andamento).
Com relação ao tamanho médio dos indivíduos, em um estudo realizado
concomitantemente a este (BRANDÃO, em andamento), somente as espécies G. knerii
e A. altiparanae apresentaram maiores médias de comprimento no trecho Tanque. P.
maculatus, A. affinis e P. squamosissimus tiveram maiores médias de comprimento no
trecho Controle e I. labrosus não diferiu entre os trechos. Este resultado é diferente do
observado por RAMOS (2009) e RAMOS (em andamento) onde P. maculatus, A.
affinis, G. knerii e A. altiparanae foram maiores no tanque, enquanto I. labrosus e P.
squamosissimus não foram significativamente diferentes. Sobre estas diferenças,
existem três fatores preponderantes: tempo de atividade, tamanho da piscicultura e
47
pressão da pesca. O estudo realizado por RAMOS (2009) ocorreu em uma piscicultura
que estava em funcionamento há mais de sete anos e contava com cerca de 500
tanques. Já a piscicultura estudada pro BANDÃO (em andamento), estava em atividade
há menos de dois meses e contava com aproximadamente 200 tanques-rede. Assim a
quantidade e o tempo que estes recursos estavam sendo aportados foram bem
superiores na primeira piscicultura.
Desta maneira, o tempo de exposição e a quantidade de nutrientes
disponibilizados pela piscicultura podem ser determinantes no tamanho dos indivíduos
agregados aos tanques em relação ao do controle. No estudo realizado por BRANDÃO
(em andamento) estas espécies podem não ter tido tempo suficiente para alocar este
aumento de energia na forma de tecido, enquanto que no outro estudo, houve tempo
suficiente para tal evento. Com relação à pesca, em RAMOS (2009) a pesca ao redor
dos tanques era insignificante, enquanto em BRANDÃO (em andamento) os
pescadores eram constantes e numerosos. Estes pescadores geralmente optam por
indivíduos das maiores classes de tamanho, o que pode fazer com que as médias de
comprimento e peso destas populações sejam iguais ou menores que as do trecho
Controle.
Neste sentido, um possível efeito da aquicultura em tanques-rede é o aumento
na produção pesqueira local. De acordo com MACHIAS et al. (2004), a atratividade
exercida pelos tanques-rede é responsável por gerar aumento na produção pesqueira
regional. Entretanto, apesar de benéfico para a pesca, não é certo que este aumento
seja benéfico também do ponto de vista ecológico (MACHIAS et al., 2004), uma vez
que os peixes atraídos pela pisciculturas possivelmente migraram de outros pontos da
48
represa. Assim, este aumento na abundância de algumas espécies, desestrutura a
comunidade ao redor dos tanques e à comunidade de origem. Os peixes provindos de
diversas áreas da represa podem ter deixado lacunas ecológicas nestes locais, como
por exemplo, o controle de populações de insetos.
Além disso, a sobrepesca pode ser facilitada, pois a concentração de grandes
quantidades de peixes provindos de diversas áreas da represa ao redor dos tanques
facilita a captura destes. Esta sobre pesca pode acarretar decréscimo da população,
por deplecionar a população de indivíduos adultos, aptos à reprodução, resultando em
baixa no recrutamento de indivíduos.
Ainda na questão da atratividade, de acordo com a flutuação mensal de captura,
este efeito é intermitente ao longo de todo ano. Isto pode ser observado, no trecho
Tanque, onde nos meses de estiagem as capturas foram superiores à ocorrida nos
meses de chuva, contrariando as esperadas quedas de captura nesta estação. O
trecho Controle seguiu esta tendência de queda nos meses de estiagem, sendo que as
capturas na estação chuvosa corresponderam ao dobro das ocorridas na estação seca.
Com relação à atratividade, a espécie mais abundante registrada nos dois
trechos foi A. affinis. Em estudo anterior, VIDOTTO-MAGNONI (2009), registrou alta
abundância numérica desta espécie em um trecho amostral próximo a barragem da
UHE Chavantes (local próximo aos trechos amostrais), comprovando que A. affinis
ocorre em altas densidades na área de estudo. Isto pode explicar a alta abundância
desta espécie no trecho Controle. Contudo a abundância desta espécie variou
significativamente entre os trechos amostrais, sendo que no trecho Tanque foram
49
capturados aproximadamente quatro vezes mais exemplares. Os indivíduos desta
espécie fazem uso de uma ampla gama de recursos alimentares, como algas, detritos
e sedimentos (CASSATI et al., 2003; SAZIMA, 1980). Desta forma, A. affinis pode estar
sendo beneficiado no trecho Tanque, pois a alta disponibilidade de nutrientes
aportados na coluna d’água causa incremento na produção primária local (DIAZ et al.,
2001; PITTA et al., 1999). Ainda, recentemente estudos enfocando a análise de
conteúdo estomacal desta espécie, têm mostrado que ela esta consumindo,
diretamente, restos de ração provenientes da piscicultura. (BRANDÃO, em
andamento).
As espécies G. knerii e P. squamosissimus foram às piscívoras com maior
importância registradas no trecho Tanque. No trecho Controle somente P.
squamosissimus obteve importância similar, enquanto G. knerii teve pouca
participação. Estas espécies se alimentam nadando ativamente na coluna d’água,
utilizando recursos visuais para perseguir e capturar suas presas (HAHN et al., 1998,
1999). Assim podem se beneficiar do aporte de matéria orgânica de forma indireta, pois
utilizam como recursos alimentares, peixes de pequeno porte, que geralmente utilizam
algas ou plâncton como alimento, como A. affinis. Ainda segundo BRANDÃO (em
andamento), em análises de conteúdo estomacal no trecho Tanque, observou que A.
affinis é o principal item alimentar de G. knerii. No trecho Controle, onde não há grande
disponibilidade de presas, G. knerii não se destacou sobre as demais, já P.
squamosissimus que também utiliza camarões e insetos aquáticos em sua dieta
(NOBILE, 2009) conseguiu manter-se constante. Assim, podemos inferir que as táticas
alimentares são cruciais para o ajuste de determinadas espécie a estas novas
50
condições ambientais propiciadas pelas pisciculturas em tanques-rede e que o sucesso
de uma espécie pode acarretar o sucesso de outras.
Ainda com relação aos predadores e presas, a proporção destes entre os
trechos revelou que o trecho Tanque apresentou uma abundância 2,5 vezes maior de
predadores e 3,5 vezes maior de presas em relação ao Controle. Desta forma pode-se
comprovar que o aporte de alimentos pela piscicultura, ocasionou aumento nestas
categorias tróficas. Neste sentido, pode-se observar uma forte relação entre as
populações de espécies de pequeno porte (A. affins e A. altiparanae) e piscívoras (G.
knerii e P. squamosissimus) o que indica a existência de uma relação de predação
direta entre elas.
Tais interações entre predador e presa, onde pode ocorrer controle da
densidade populacionais das espécies de presas, tem inúmeros casos análogos
descritos na literatura ecológica clássica. Sobre este assunto, ODUM (1988) e
RICKLEFS (2003) discutem que, nas interações entre predador e presa, ocorre um
ciclo simples onde: os predadores (G. kinerii e P. squamosissimus) caçam suas presas
(A. affinis e A. altiparanae), diminuindo suas populações. Consequentemente, os
predadores têm um decréscimo na disponibilidade de seu alimento, e suas populações
também são reduzidas. Com menos predadores no ambiente, as presas
remanescentes tem maiores condições de sobreviver e suas populações começam a
crescer novamente, aumentando a disponibilidade de alimentos para os predadores.
Esta sequência resulta em mudanças no tamanho das populações. Especificamente,
em peixes são vários relatos de controle populacional exercido por piscívoros.
(SANTOS & FORMAGIO, 2000; ORSI et al., 2002; GOMIERO & BRAGA, 2004). Desta
51
forma, a estrutura populacional de G. knerii, P. squamosissimus, A. affinis e A.
altiparanae podem estar intimamente relacionadas.
Ainda com relação às espécies mais abundantes capturadas, P. maculatus
apresentou abundância numérica aproximadamente 14 vezes maior no trecho Tanque
em relação ao Controle, sendo que esta espécie apresentou o maior índice ponderal do
trecho Tanque. RAMOS (2009) também observou forte presença de P. maculatus
agregados a tanques. Esta espécie não possui restrições morfológicas para captura de
presas (LUZ-AGOSTINHO et al., 2006), sendo capaz de explorar praticamente todos
os níveis tróficos do ecossistema aquático, pois exibe ampla flexibilidade para ingerir a
maioria das classes de organismos disponíveis (LOLIS & ANDRIAN, 1996; LOBÓN-
CERVIÁ & BENNEMANN, 2000; CALLISTO et al., 2002; SILVA et al., 2007). Ainda,
possui hábito alimentar onívoro, com alta plasticidade alimentar, utilizando uma grande
variedade de itens, sendo considerada pelos especialistas como generalista oportunista
(LOBÓN-CERVIÁ & BENNEMANN, 2000; HAHN & FUGI, 2007; SILVA et al., 2007).
Fato confirmado por RAMOS (2009), que em estômagos de P. maculatus agregados a
sistemas de piscicultura em tanques-rede, encontrou quase que exclusivamente restos
de ração e escamas, alimentos com grandes quantidades no trecho Tanque, além de
apresentarem maior comprimento padrão e maior fator de condição.
Neste sentido, GERKING (1994) afirma que espécies de peixes que apresentam
hábito alimentar generalista, como P. maculatus, possuem capacidade de se ajustar
mais rapidamente a mudanças na disponibilidade de itens alimentares, que as espécies
que apresentam maior especialidade alimentar, justificando assim, a grande
abundância desta espécie no trecho Tanque. Ainda, MACHIAS et al. (2004) relatam
52
que aumentos nos níveis de distúrbios devido à influência antropogênica, podem levar
ao aumento no estresse natural das comunidades, causando dominância de espécies
oportunistas, sendo este, outro fator que também possibilitou a alta dominância de A.
affinis e P. maculatus no trecho Tanque.
Com relação à P. maculatus, esta espécie apresentou variações no tamanho de
sua população ao longo do período estudado, porém, acredita-se que isto não esteja
relacionado com qualquer outra população de peixes. Estas variações podem estar
ocorrendo em função da disponibilidade de alimentos no trecho Tanque, que apesar de
constante ao longo de todo o ano, varia em função dos períodos de seca e chuva. Nos
meses de estiagem (frios), a quantidade de ração disponibilizada para os peixes
diminui, pois os animais cultivados não crescem satisfatoriamente devido à temperatura
da água. Assim, com a diminuição do aporte de nutrientes na estiagem, há também
diminuição na atratividade e consequente queda na abundância desta espécie que
utiliza diretamente os restos de ração.
Quanto à diversidade de espécies, neste estudo foram capturadas 45 espécies,
que estão distribuídas de acordo com o padrão Sul-americano, onde há predomínio das
ordens Characiformes e Siluriformes (LOWE-MCCONNEL, 1999). Este padrão é
amplamente documentado para diversas represas da bacia do Alto rio Paraná. (DIAS &
GARAVELLO, 1998; BRITTO & CARVALHO, 2006; HOFFMANN et al., 2005).
O número de espécies registrado neste estudo é próximo ao de outros estudos
realizados nesta represa, como DUKE-ENERGY (2002) que registrou 52 espécies e
por VIDOTTO-MAGNONI (2009) que registrou um total de 57 espécies, sendo que, 47
53
destas foram capturadas com redes de espera, mesmo aparato utilizado neste estudo.
A diferença entre o número de espécies capturadas neste estudo em relação aos
outros pode ser justificada pela seletividade do aparato de captura utilizado. Neste
estudo foi utilizado somente redes de espera, enquanto nos outros estudos foram
realizados arrastos marginais e peneirão complementares às redes de espera. É
sabido que as redes de espera não realizam uma amostragem completa do ambiente,
geralmente deixando de fora as camadas inferiores da coluna d’água, espécies que
vivem em meio à vegetação e espécies de pequeno porte, além de não serem
eficientes para Ciclídeos, que possuem boa orientação visual (GOLDSTEIN, 1973).
Outro fator que pode ter contribuído para esta diferença foi o número de trechos
amostrais escolhidos. Neste estudo foram realizadas apenas amostragens em dois
trechos próximos à barragem da represa, considerado semi-lêntico, enquanto que os
outros estudos englobaram as três regiões da represa: lótica, de transição e semi-
lêntica.
Com relação às espécies capturadas, registramos a substituição de algumas
entre os dois períodos do trecho Tanque, e entre os trechos Tanque e Controle. Estas
diferenças podem ser atribuídas à capacidade de ajuste de algumas espécies às novas
condições. Dentre as espécies substituídas entre os dois períodos do trecho Tanque,
temos H. malabaricus, que é característica de ambientes lênticos como lagoas. Esta
espécie possui hábito de realizar tocaia para capturar suas presas, por isso, preferem
ambientes sem turbulência e com presença de esconderijos como, troncos, pedras e
macrófitas, que foram retirados no trecho Tanque, visando facilitar o manejo da
piscicultura. Devido ao comportamento desta espécie e a perturbação ambiental
54
causada pela piscicultura, ela pode ter perdido nichos para G. knerii e P.
squamosissimus, que são predadores vorazes, caçam ativamente na coluna d’água e
apresentam grandes populações no trecho Tanque.
Outra espécie que ocorreu exclusivamente no período pré-tanque foi T. rendalli.
Seu desaparecimento pode estar associado ao comportamento agressivo da Tilápia-
do-nilo (O. niloticus), espécie que só foi capturada após a instalação da piscicultura. O.
niloticus, além de competir por espaço com as demais espécies para alimentação e
formação de ninhos, apresenta comportamento de cuidado parental, aumentando seu
sucesso reprodutivo (TURNER & ROBINSON, 2000). Apesar de apresentar baixa
abundância neste estudo, ao longo das coletas observamos uma grande quantidade de
indivíduos de O. niloticus de diversos tamanhos às margens da piscicultura. No
entanto, estes indivíduos não são capturados pelas redes de espera, pois, como outras
espécies de ciclídeos registradas (T. rendali, C. kelberi) apresentam boa orientação
visual, conseguindo evitar as redes (GOLDSTEIN, 1973).
Além destas, algumas espécies capturadas, (H. hermani, H. sp1, C. modestus e
S. intermedius) são consideradas de baixa ocorrência, portanto, não haveria um fator
associado a não recaptura destas na fase pós-instalação dos tanques. Das espécies
que passaram a habitar este trecho após a implementação do sistema de tanques-rede
(Crenicichla sp., Cichla kelberi, P. avanhadavae, R. dorbignyi, R. quelen), algumas são
consideradas de baixa ocorrência também, porém, podem ter sido atraídas para esta
área pela alta disponibilidade de alimentos aportados.
55
Ainda em relação à diferença entre os trechos Tanque e Controle, das espécies
que ocorreram com exclusividade no trecho Tanque (O. niloticus, P. avanhadavae, R.
dorbignyi, H. sp., P. mesopotamicus, L. octofasciatus e L. elongatus), apenas uma foi
considerada constante (O. niloticus) e uma acessória (P. avanhadavae). As demais
espécies foram todas consideradas acidentais, mostrando que sua ocorrência neste
trecho é ao acaso. O. niloticus foi constante em função de escapes de indivíduos dos
tanques-rede, durante o manejo da piscicultura, fato comprovado com coletas
complementares com redes de arrasto (Anexo 3).
Já para as espécies exclusivas do trecho Controle (H. ancistroides, C. britskii, H.
malabaricus, L. friderici, P. lineatus, H. margaritifer, M. parananus e L. obtusidens), um
número maior de espécies foi considerada acessória em termos de constância de
captura, demonstrando que possivelmente alguma característica de habitat do trecho
Controle seja mais favorável as suas presenças, ao passo que no trecho Tanque essa
condição é mais restritiva.
No trecho Tanque ocorreram mais famílias da ordem Siluriformes com grande
porcentual de captura de exemplares desta ordem em relação ao trecho Controle. Isto
ocorre provavelmente pela alta disponibilidade de alimentos neste local e a capacidade
das espécies desta ordem em se beneficiar destes recursos. No trecho Controle, a
ordem Characiformes apresentou maior abundância e biomassa e maior número de
famílias.
Outro aspecto importante registrado neste estudo foi à captura de quatro
espécies não-nativas (P. squamosissimus, C. kelberi, O. niloticus e T. rendalli).
56
Contudo, sabe-se que estas espécies foram equivocadamente introduzidas no intuito
de repovoamento para a melhoria da produção pesqueira visando mitigar os efeitos do
barramento na depleção dos estoques pesqueiros (CARVALHO, 2009).
As espécies P. squamosissimus e C. kelberi, são espécies piscívoras com ampla
distribuição por diversas represas brasileiras, sendo que elas apresentam grandes
potenciais de impacto para a ictiofauna nativa dos locais onde são introduzidas
(SANTOS & FORMAGIO, 2000; ORSI, 2002; GOMIERO & BRAGA, 2004). A Tilápia-
do-Nilo (O. niloticus), é a espécie com maior importância econômica para a aquicultura
no Brasil e em muitos outros países (WATANABE et al., 2002). Esta espécie é
amplamente utilizada, por apresentar características como, rusticidade, crescimento
rápido, grande resistência, tolerância fisiológica, desovas múltiplas, cuidado parental e
plasticidade trófica (WELCOMME, 1988; AGOSTINHO, et al., 2007; ATTAYDE, et al.,
2007; FREIRE & PRODOCIMO, 2007). Tais características que lhe conferem
vantagens zootécnicas podem ser também, determinantes para que esta espécie tenha
grande potencial para impactar ambientes, visto que ela é muito mais resistente que as
espécies nativas. O. niloticus pode provocar alterações na estrutura da comunidade
aquática, reduzir a abundância de microcrustáceos, aumentar a turbidez da água,
contribuir para o aumento da produção primária (GURGEL & FERNANDO, 1994;
MENESCAL, 2002; DIAS, 2008; ATTAYDE et al., 2007) e excluir espécies através da
competição por nicho. Segundo LINDE et al. (2008), a colonização de novos hábitat’s
por O. niloticus está associada ao estado de conservação destas áreas, sendo que em
ambientes impactados, caso de represas, as tilápias obtêm maior sucesso de
colonização.
57
De forma geral, as espécies introduzidas, sejam do reino animal ou vegetal, no
ambiente aquático ou terrestre, têm produzido uma enorme alteração global,
prejudicando espécies nativas e comunidades em todo o mundo e também causando
grandes danos econômicos (SIMBERLOFF, 2000; MACK et al., 2000). Atualmente, a
introdução de espécies é considerada a segunda maior causa de perda de
biodiversidade, ficando atrás somente da destruição de habitat’s (SIMBERLOFF, 2003;
AGOSTINHO et al., 2007).
Neste sentido, a atividade aquícola é considerada uma das principais formas de
introdução de espécies no ambiente aquático (WELCOMME, 1988; AGOSTINHO &
JULIO, 1996). De acordo com uma estimativa elaborada por ORSI & AGOSTINHO
(1999), esta atividade é responsável por 49% das introduções de espécies neste
ambiente. Os escapes de peixes cultivados são inevitáveis, sendo que os tanques-rede
são mais vulneráveis que outros sistemas de criação, pois ficam dentro dos corpos
d’águas naturais (AGOSTINHO et al., 2007). Estas introduções podem ocorrer por
vários motivos, tais como: imprudência no manejo de rotina, problemas de ordem
ambiental, rompimento das telas dos tanques-rede, entre outros (BEVERIDGE, 2004).
Tratando-se de ambientes aquáticos, é válido lembrar, que após o estabelecimento de
uma espécie no ambiente aquático, sua erradicação torna-se quase impossível
(AGOSTINHO et al., 2007). Além das introduções, a aquicultura contribui ainda para a
perda de habitat, pois geralmente utiliza as áreas marginais das represas, normalmente
ocupada por bancos de macrófitas, para instalação de infra-estrutura de suporte
(Anexo 4). Estas áreas atuam como locais de desova, abrigo e reprodução para muitas
espécies (DELARIVA et al., 2004).
58
Assim, com base nos resultados apresentados, pode-se concluir que as
pisciculturas em tanques-rede causam interferências consideráveis tanto no
ecossistema aquático como na estrutura das assembléias de peixes. Desta maneira,
monitoramentos e outros estudos devem ser realizados, principalmente os de longa
duração, para que se tenha o real conhecimento sobre os possíveis impactos
decorrentes das pisciculturas em tanques-rede, com vistas ao norteamento da gestão
da atividade aquícola, dos recursos hídricos e pesqueiros em represas sob o domínio
da União, com ênfase aos estudos de capacidade suporte ambiental (CARVALHO et
al., 2008 e DAVID et al., 2009).
59
6. Conclusões:
Com base nos resultados obtidos, conclui-se que os sistemas de piscicultura em
tanques-rede têm poder atrativo sobre a ictiofauna residente da represa de Chavantes,
atuando como dispositivos de agregação de peixes. Isto é ocasionado principalmente
pela alta disponibilidade de nutrientes (recursos alimentares) aportados por este
sistema. Apesar de não haver diferenças significativas com relação à diversidade
(número de espécies), houve diferenças quanto à estrutura populacional (abundância
numérica e biomassa) das assembléias de peixes entre os dois trechos amostrais.
Ainda, houve o registro de espécies não nativas, sendo que no entorno da
piscicultura detectou-se com aparato de captura complementar (redes de arrasto)
grande número de juvenis e visualmente exemplares de grande porte de O. niloticus.
Ressalta-se que esta espécie utilizada para a piscicultura pode tornar-se uma fonte de
impactos irreversíveis na diversidade de peixes de represas, principal área de
instalação de tanques-rede.
Desta forma, pode-se afirmar que os sistemas de pisciculturas em tanques-rede
interferem de forma significativa sobre a estrutura da assembléia de peixes residente
das grandes represas da região Sudeste do Brasil, podendo vir a ser fonte de
diminuição da diversidade nestes locais.
60
7. Literatura Citada:
AGOSTINHO, A.A.; JÚLIO JUNIOR., H.F.; PETRERE JUNIOR, M. Itaipu reservoir
(Brazil): Impacts of the impoundment on the fish fauna and fisheries. In: COWX, I.G.
(Ed.). Rehabilitation of freshwater fisheries. London: Fishing New Books, 1994. p.
171-184.
AGOSTINHO, A.A.; JULIO JUNIOR, H.F. Ameaça ecológica: peixes de outras águas.
Ciênc. Hoje, v.21, n.124, p.36-44, 1996.
AGOSTINHO, A.A.; GOMES, L.C.; PELICICE, F.M. Ecologia e manejo de recursos
pesqueiros em reservatórios do Brasil. Máringa: EDUEM, 2007. 500 p.
ANEEL - Agência Nacional de Energia Elétrica. Banco de Informações de geração.
Disponível em <http://www.aneel.gov.br.>. Acesso em: 25 jan. 2010.
AOKI, T. Ecology of antibiotic-resistant determinants of R plasmids from fish pathogenic
bacteria. In: HATTORI, T.; ISHIDA, Y.; MARUYANA, Y.; MORTIA, R. Y.; UCHIDA, A.
(Eds.). Recent advances in Microbial Ecology. Tokyo: Japan Societies Press, 1989.
p. 571-576.
ATTAYDE, J.L.; OKUN, N., BRASIL, J.; MENEZES, R.F.; MESQUITA, P. Impactos da
introdução da tilápia do Nilo, Oreochromis niloticus, sobre a estrutura trófica dos
ecossistemas aquáticos do Bioma Caatinga. Oecol. Bras., v. 11, p. 450–461, 2007.
BEAUMORD, A.C.; PETRERE JUNIOR, M. Comunidades de peces del rio Manso,
Chapada dos Guimaraes, MT, Brasil. Acta Biol. Venez., v. 2, n. 15, p. 21-35, 1994.
61
BEVERIDGE, M.C.M. Cage and pen fish farming: carrying capacity models and
environmental impact. Rome: FAO, 1984. 131p. (Fisheries Techinical Paper).
BEVERIDGE, M.C.M.; PHILLIPS, M.J.; CLARKE, R.M. A quantitative and qualitative
assessment of wastes from aquatic animal production. In: BRUNE, D.E.; TOMASSO,
J.R. (Eds.). Aquaculture and water quality. Baton Rouge: The World Aquaculture
Society, 1991. p.506-533.
BEVERIDGE, M.C.M. Cage aquaculture. 3ª ed. Oxford: Blackwell Publishing, 2004.
368p.
BLACK, K.D. The environmental interactions associated with fish culture. In: BLACK,
K.D.; PICKERING, A.D. (Eds.). Biology of farmed fish. Sheffield: Sheffield Academic
Press, 1998. p. 284–326.
BOSCOLO, W.R.; HAYASHI, C.; MEURER, F.; FEIDEN, A.; BOMBARDELLI, R.A.
Digestibilidade aparente da energia e proteínas das farinhas de resíduo da filetagem da
Tilápia do Nilo (Oreochromis niloticus) e da Corvina (Plagioscion squamosissimus) e
farinha integral do Camarão Canela (Macrobrachium amazonicum) para a Tilápia do
Nilo. Rev. Bras. Zootec., v.33, p.8-13, 2004.
BOYRA, A.; SANCHEZ-JEREZ, P.; TUYA, F.; ESPINO, F.; HAROUN, R. Attraction of
wild coastal fishes to an Atlantic subtropical cage fish farms, Gran Canária, canary
Islands. Environ. Biol. Fishes, v.70, p.393-401, 2004.
62
BRANDÃO, F.R.; GOMES, L.C.; CHAGAS, E.C.; ARAÚJO, L.D. Densidade de
estocagem de juvenis de tambaqui durante a recria em tanques-rede. Pesqui.
Agropec. Bras., v.39, n.4, p.357-362, 2004.
BRANDÃO, H. Biologia populacional com ênfase na dieta das principais espécies
de peixes agregadas a um sistema de tanques-rede no represa de Chavantes
(médio rio Paranapanema-SP/PR). Tese (Doutorado) - Instituto de Biociências,
Universidade Estadual Paulista, Botucatu. Em andamento.
BRITSKI, H.A.; SATO, Y.; ROSA, A.B.S. Manual de identificação de peixes da
região de Três Marias (com chaves de identificação para os peixes da bacia do
São Francisco). 3.ed. Brasília: Câmara dos Deputados/CODEVASF, 1988. 143 p.
BRITSKI, H.A.; SILIMON, K.Z.S.; LOPES, B.S. Peixes do Pantanal: manual de
Identificação. Brasília: Embrapa, 1999. 184p.
BRITTO, S.G.C.; CARVALHO, E.D. Ecological attributes of fish fauna in the Taquaruçu
Reservoir, Paranapanema River (Upper Paraná, Brazil): composition and spatial
distribution. Acta Limnol. Bras., v. 18, n. 4, p. 377-388, 2006.
BRITTO, S.G.C. Atributos da ictiofauna do reservatório de Taquaruçu (Baixo Rio
Paranapanema, SP/PR): Efeito do represamento e da transposição de peixes. 2003.
74f. Dissertação (Mestrado) - Instituto de Biociências, Universidade Estadual Paulista,
Botucatu.
CALLISTO, M.; VONO, V.; BARBOSA, F.A.R.; SANTEIRO, S.M. Chironomidae as a
food resource for Leporinus amblyrhyncus (Teleostei: Characiformes) and Pimelodus
63
maculatus (Teleostei: Siluriformes) in a Brazilian reservoir. Lundiana, v.3, p.67-73,
2002.
CARVALHO, E.D.; SILVA, V.F.B. Aspectos ecológicos da ictiofauna e da produção
pesqueira do reservatório de Jurumirim (Alto do rio Paranapanema, São Paulo). In:
HENRY, R. (Ed.). Ecologia de reservatórios: estrutura, funções e aspectos sociais.
São Paulo: FAPESP/FUNDIBIO, 1999. v. 1, p. 771-799.
CARVALHO, E.D.; SILVA, R.J.; RAMOS, I.P; REZENDE-AYROZA, D.M.M.; AYROZA,
L.M. Caracterização das condições limnológicas junto aos sistemas de
tilapicultura em tanques-rede no reservatório da U.H.E. de Chavantes, médio rio
Paranapanema. 2008. 45f. Relatório de pesquisa (FINEP) - Instituto de Biociências,
Universidade Estadual Paulista, Botucatu.
CARVALHO, E.D. Ações antrópicas e a biodiversidade de peixes: status da represa
de Jurumirim (Alto Paranapanema). 2009. 91 f. Tese (Livre-docência) - Instituto de
Biociências, Universidade Estadual Paulista, Botucatu.
CASATTI, L.; MENDES, H.F.; FERREIRA, K.M. Aquatic macrophytes as feeding site for
small fishes in the Rosana Reservoir, Paranapanema River, Southeastern. Braz. J.
Biol., v. 63, n. 2, p. 213-222, 2003.
CASTAGNOLLI, N. Piscicultura intensiva e sustentável. In: VALENTI, W.C. (Ed.).
Aquicultura no Brasil: bases para um desenvolvimento sustentável. Brasília:
CNPq/Ministério da Ciência e Tecnologia, 2000. 399p.
64
DAVID, G.S.; CARVALHO, E.D.; LEMOS, D.; DALLAGLIO-SOBRINHO, M.; SILVEIRA,
A.N. Carrynig capacity of tropical reservoirs for tilapia Cage culture: case studies at
upper Paraná river basin, southeastern Brazil. In: WORLD AQUACULTURE, 2009,
Veracruz. Proceedings.
https://www.was.org/WasMeetings/Meetings/ShowAbstract.aspx?Id=17254. 2009. p.
512.
DAJOZ, R. Ecologia geral. São Paulo: Vozes, 1978. 474 p.
DAJOZ, R. Princípios de ecologia. 7 ed. Porto Alegre: Artmed, 2005. 520 p.
DELARIVA, R.L.; AGOSTINHO, A.A.; NAKATANI, K.; BAUMGARTNER, G.
Ichthyofauna associated to aquatic macrophytes in the Upper Paraná River floodplain.
Rev. Unimar, v.16, p. 41-60, 1994.
DELGADO O.; RUIZ J.M.; PÉREZ M.; ROMERO J.; BALLESTEROS, E. Effects of fish
farming on seagrass (Posidonia oceanica) in a Mediterranean bay: seagrass decline
after organic loading cessation. Ocean Acta, v. 22, p. 109–117, 1999.
DEMPSTER, T.P.; SANCHEZ-JEREZ, J.T.; BAYLE-SEMPERE, F.; JIMENEZ
CASALDUERO, F.; VALLE, C. Attraction of wild fish to sea-cage fish farms in the south-
western Mediterranean Sea: Spatial and short-term temporal variability. Mar. Ecol.
Prog. Ser., v. 242, p. 237–252, 2002.
DEMPSTER, T.; SANCHEZ-JEREZ, P.; BAYLE-SEMPERE, J.; KINGSFORD, M.
Extensive aggregations of wild fish at costal sea-cage fish farms. Hydrobilologia, v.
525, p. 245-248, 2004.
65
DEUDERO, S.; MERELLA, P.; MORALES-NIN, B.; MASSUTI, E.; ALEMANY, F. Fish
communities associated with FADs. J. Fish Biol., v. 63, p. 199–207, 1999.
DIAS, J.D. Impacto da piscicultura em tanques-rede sobre a estrutura da
comunidade zooplanctônica em um reservatório subtropical. 2008. 47f.
Dissertação (Mestrado) - Universidade Estadual de Maringá, Maringá.
DIAS, J.H.; GARAVELLO, J.C. Ecological studies on the fish community of Salto
Grande reservoir, Paranapanema river basin, Sao Paulo, Brazil. Verh. Int. Verein.
Limnol., v.26, p. 2228-2231, 1998.
DIAZ, M.M.; TEMPORETTI, P.F.; PEDROZO, F.L. Response of phytoplankton to
enrichment from cage fish farm waste. In: Alicura Reservoir (Patagonia, Argentina).
Lakes Reserv. Res. Manage, v. 6, p.151–158, 2001.
DIXON, B.A. Antibiotic resistance of bacterial fish pathogens. In: LAVENS, P.;
SORGELOOS, P.; JASPERS, E.; OLLEVIER, F. (Eds.). Fish and Crustacean
Larviculture Symposium. Ghent: European Aquaculture Society, 1991. (Special
Publication, 15).
DUKE ENERGY. Relatório para licenciamento ambiental da usina hidrelétrica de
Chavantes. São Paulo, 2002. v.1, 204p.
DUKE-ENERGY. Usinas. Disponível em:<http://www.duke-
energy.com.br/usinas/uhe_chavantes.asp>. Acesso em: 25 dez. 2009.
66
ESTEVES, F.A. Fundamentos de Limnologia. Rio de Janeiro: Interciência, 1998.
602p.
FAO. The State of World Fisheries and Aquaculture 2008. Disponível em:
<http://www.fao.org/docrep/011/i0250e/i0250e00.htm>. Acesso em: 24 dez. 2009.
FELSING, M.; GLENCROSS, B.; TELFER, T. Preliminary study on the effects of
exclusion of wild fauna from aquaculture cages in a shallow marine environment.
Aquaculture, v.243, p.159-174, 2005.
FREIRE, C.A.; PRODOCIMO, V. Special challenges to teleost fish osmoregulation In:
BALDISSEROTTO, B.; MANCERA, J.M.; KAPOOR, B.G. (Eds.). Environmentally
extreme or unstable habitats. Fish Osmoregulation. Enfield: Science Publishers,
2007. p. 249–276.
GERKING, S.D. Feeding ecology of fish. London: Academic Press, 1994. 416p.
GIANNOULAKI, M.; MACHIAS, A.; SOMARAKIS, S.; KARAKASSIS, I. Wild fish spatial
structure in response to presence of fish farms. J. Mar. Biol. Assoc. UK., v.85, p.1271-
1277, 2005.
GOLDSTEIN, R.J. Cichlids of the world. New Jersey: T.F.H. Publications, Inc. Ltd.
1973. 382 p.
GOMIERO, L.M.; BRAGA, F.M.S. Reproduction of species of the genus Cichla in a
reservoir in southeastern. Braz. J. Biol. V. 64, n. 3B, p. 613-624. 2004
67
GURGEL, J.J.S.; FERNANDO, C.H. Fisheries in semiarid northeast Brazil with special
reference to the role of tilapias. Int. Rev. Gesamten Hydrobiol., v. 79, p. 77-94, 1994.
HAHN, N.S.; AGOSTINHO, A.A.; GOMES, L.C.; BINI, L.M. Estrutura trófica da
ictiofauna do reservatório de Itaipu (Paraná-Brasil) nos primeiros anos de sua
formação. Interciencia, v. 23, p.299-305, 1998.
HAHN, N.S.; LOUREIRO, V.E.; DELARIVA, R.L. Atividade alimentar da curvina
Plagioscion squamosissimus (Heckel, 1840) (Perciformes, Sciaenidae) no rio Paraná.
Acta Sci., v. 21, n.2, p. 309-314, 1999.
HAHN, N.S.; FUGI, R. Alimentação depeixes em reservatórios BRASILEIROS:
alterações econseqüências nos estágios iniciais do represamento. Oecol. Bras., v.11,
p.469-480, 2007.
HÅKANSON, L. Changes to lake ecosystem structure resulting from fish cage farm
emissions. Lakes Reserv. Res. Manage., v.10, p.71-80, 2005.
HARGREAVES, J.A. Nitrogen biochemistry of aquaculture ponds. Aquaculture, v. 166,
p. 181–212, 1998.
HOFFMANN, A.C.; ORSI, M.L.; SHIBATTA, O.A. Fish diversity in the UHE Escola
Engenharia Mackenzie (Capivara) Reservoir, Paranapanema River, upper Rio Paraná
basin, Brazil, and the importance of large tributaries in its maintenance. Iheringia, v. 95,
n. 3, p. 319- 325. 2005.
68
JOHANSSON, T.; HAKANSON, L.; BORUM, K.; PERSSON, J. Direct flows of
phosphorus and suspended matter from a fish farm to wild fish in Lake Southern
Bullaren. Aquacult. Eng., v.17, p. 111- 137, 1998.
KAUSHIK, S.J. Nutritional bioenergetics and estimation of waste production in non
salmonids. Aquat. Living Resour., v. 11, p.211–217, 1998.
KARAKASSIS, I.; TSAPAKIS, M.; HATZIYANNI, E.; PAPADOPOULOU, K.N.; PLAITI,
W. Impact of cage farming of fish on the seabed in three Mediterranean coastal areas.
ICES J. Mar. Sci., v. 57, p. 1462–1471, 2000.
KELLY, L. Release rates and biological availability of phosphorus released from
sediments receiving aquaculture wastes. Hydrobiologia, v. 253, p. 367–372, 1993.
KREBS, C.J. Ecological metodology. New York: Collins, 1989. 652 p.
LATINI, A.O.; PETRERE JUNIOR, M. Reduction of native fish fauna by alien species:
an example from Brazilian freshwater tropical lakes. Fish. Manage. Ecol., v. 11, p. 71-
79, 2004.
LEMARIÉ G.; MARTIN J.L.M., DUTTO G.; GARIDOU C. Nitrogenous and phosphorus
waste production in a flow-through land-based farm of European seabass (Dicentrachus
labrax). Aquat. Living Res., v. 11, p. 247–254, 1998.
LINDE, A.R.; IZQUIERDO, J.I.; MOREIRA, J.C.; GARCIA-VAZQUEZ, E. Invasive tilapia
juveniles are associated with degraded river habitats. Aquatic Conserv. Mar.
Freshwater Ecosyst., v. 18, p. 891–895, 2008.
69
LOBÓN-CERVIÁ, J.; BENNEMANN, S.T. Temporal trophic shifts and feeding diversity
in two sympatric, neotropical omnivorous fishes: Astyanax bimaculatus and Pimelodus
maculatus in Rio Tibagi (Paraná, Southern Brazil). Arch. Hydrobiol., v.149, n.2, p.285-
306, 2000.
LOLIS, A.A.; ANDRIAN, I.F. Alimentação de Pimelodus maculatus Lacépède 1803
(Siluriformes, Pimelodidae), na planície de inundação do Alto Rio Paraná, Brasil. Bol.
Inst. Pesca, v.23, p.187-202, 1996.
LUPATSCH, I.; KISSIL, G.W. Predicting aquaculture waste from gilthead seabream
(Sparus aurata) culture using a nutritional approach. Aquat. Living Res., v. 11, p. 265–
268, 1998.
LUZ-AGOSTINHO, K.D.G.; BINI, L.M.; FUGI, R.; AGOSTINHO, A.A.; JÚLIO, H.F. Food
spectrum and trophic structure of the ichthyofauna of Corumbá reservoir, Paraná river
Basin, Brazil. Neotrop. Ichthyol., v.4, p.61-68, 2006.
MACK, R.; SIMBERLOFF, D.; LONSDALE, M.; EVANS, H.; CLOUT, M.; BAZZAZ, F.
Biotic invasions: Causes, epidemiology, global consequences, and control. Ecol.
Applicat., v. 10, p. 689–710, 2000.
MAGURRAN, A. Ecological diversity and its measurement. London: Croom Helm,
1988. 179p.
MACHIAS, A.; KARAKASSIS, I.; LABROPOULOU, M.; SOMARAKIS, S.;
PAPADOPOULOU, K.N.; PAPACONSTANTINOU, C. Changes in wild fish
70
assemblages after the establishment of a fish farming zone in an oligotrophic marine
ecosystem. Estuarine Coastal Shelf Sci., v.60, p.771-779, 2004.
MACHIAS, A.; KARAKASSIS, I.; SOMARAKIS, S.; GIANNOULAKI, M.;
PAPADOPOULOU, K.N.; SMITH, C. The response of demersal fish communities to the
presence of fish farms. Mar. Ecol. Prog. Ser., v.288, p.241-250, 2005.
MACHIAS, A.; GIANNOULAKI, M.; SOMARAKIS, S.; MARAVELIAS, C.D.; NOFITOU,
C.; KOUTSOUBAS, D.; PAPADOPOULOU, K.N.; KARAKASSIS, I. Fish farming effects
on local fisheries landings in oligotrophic seas. Aquaculture, v. 261, p. 809-816, 2006.
MARGALEF, R. Perspectives in ecological theory. Chicago: University of Chicago
Press, 1968. 111p.
MEDEIROS, F.C. Tanque-rede: mais tecnologia e lucro na piscicultura. Cuiabá: Centro
América, 2002. 110p.
MENESCAL, R.A. Efeitos da introdução da tilápia do Nilo, Oreochromis niloticus,
(Linnaeus, 1758) sobre o desembarque pesqueiro no açude Marechal Dutra,
Acari, RN. 2002. 50f. Dissertação (Mestrado) - Universidade Federal do Rio Grande do
Norte, Rio Grande do Norte.
MENEZES, L.C.B.; BEYRUTH, Z. Impactos da aquicultura em tanques-rede sobre a
comunidade bentônica de Guarapiranga - São Paulo - SP. Bol. Inst. Pesca, v.29, n.1,
p.77-86, 2003.
71
Ministério da Pesca e Aquicultura - MPA. Aquicultura no Brasil. Brasília, 2009.
Disponível em:<http://www.mpa.gov.br/mpa/seap/html/aquicultura/index.htm>. Acesso
em: 25 jan. 2010.
NELSON, J.S. Fishes of the world. 3.ed. New York: Wiley, 1994. p. 139-150.
NOBILE, A.B.; RAMOS, I.P.; ZANATTA, A.S.; ZICA, E.O.P.; VIDOTTO-MAGNONI,
A.P.; BRANDÃO, H.; SOUTO, A.C.; SILVA, R.J.; CARVALHO, E.D. Caracterização da
dieta de Plagioscion squamosissimus (heckel, 1840): estudo em sistema de piscicultura
em tanques-rede no reservatóriio de chavantes (SP/PR). In: ENCONTRO BRASILEIRO
DE ICTIOLOGIA, 18, 2009, Cuiabá. Resumos... Cuiabá: Sociedade Brasileira de
Ictiologia, 2009. p. 348. Disponível
em :<<http://www.xviiiebi.com.br/ListarConteudo.asp?tn_codigo=8>. Acesso em:
01/02/2010.
NOGUEIRA, M.G.; JORCIN, A.; VIANNA, N.C.; BRITTO, Y.C.T. Uma avaliação dos
processos de eutrofização nos reservatórios em cascata do Rio Paranapanema
(SP/PR), Brasil. In: CIRELLI, A.; MARQUISA, G. (Orgs.). El água en Sudamérica de la
eutrofización a la gestión. Buenos Aires: Programa de Ciencia y Tecnología para el
Desarrollo, 2002. p. 91-106.
ODUM, E. P. Ecologia. Rio de Janeiro: Guanabara Koogan, 1988. 434 p.
ONO, E.A. Cultivo de peixes em tanques-rede. Rio de Janeiro: Fundação Biblioteca
Nacional, 1998. 41p.
72
ORSI, M.L.; AGOSTINHO, A.A. Introdução de espécies de peixes por escapes
acidentais de tanque de cultivo em rios da Bacia dor Rio Paraná, Brasil. Rev. Bras.
Zool., v. 16, n. 2, p.557-560, 1999.
ORSI, M.L.; SHIBATTA, O.A.; SILVA-SOUZA, A.T. Caracterização biológica de
populações de peixes do rio Tibagi, localidade de Sertanópolis. In: MEDRI, M.E.;
SHIBATTA, O.A.; BIANCHINI, E.; PIMENTA, J.A. (Eds.). A bacia do Rio Tibagi.
Londrina: Edição dos Editores, 2002. p.425-432.
PAES, J.V.K. A ictiofauna associada e as condições limnológicas numa área de
influência da criação de tilápias em tanques-rede no reservatório de Nova
Avanhandava. 2006. 183f. Dissertação (Mestrado) - Instituto de Biociências.
Universidade Estadual Paulista, Botucatu.
PAIVA, M.P. Grandes represas do Brasil. Brasília: Editerra, 1982. 304p.
PAPOUTSOGLOU, S.; COSTELLO, M.J.; STAMOU, E.; TZIHA, G. Environmental
conditions at seacages, and ectoparasites on farmed European sea-bass,
Dicentrarchus labrax (L.), and gilthead sea-bream, Sparus aurata L., at two farms in
Greece. Aquacult. Res., v. 27, p. 25–34, 1996.
PEARSON, T.H.; BLACK, K.D. The environmental impact of marine fish cage culture.
In: BLACK, K.D. (Ed.). Environmental impacts of aquaculture. Sheffield: Sheffield
Academic Press, 2001. p. 1–31
73
PHILLIPS, M.J.; BEVERIDGE, M.C.M. ROSS, L.G. The environmental impact of
salmonid cage culture on inland fisheries: present status and future trends. J. Fish
Biol., v. 27, p. 123–137, 1985.
PILLAY T.V.R. Aquaculture and the environment. 2.ed. Oxford: Blackwell Publishing,
2004. 194p.
PINTO-COELHO, R. M. Fundamentos em ecologia. Porto Alegre: Artes Médicas Sul,
2000. 252p.
PITTA, P.; KARAKASSIS, I.; TSAPAKIS, M.; ZIVANOVIC, S. Natural versus mariculture
induced variability in nutrients and plankton in the Eastern Mediterranean.
Hydrobiologia, v. 391, p.181-194, 1999.
RAMOS, I.P.; VIDOTTO-MAGNONI, A.P.; CARVALHO, E.D. Influence of cage fish
farming on the diet of dominant fish species of a Brazilian reservoir (Tietê River, High
Paraná River basin). Acta Limnol. Bras., v. 20, n. 3, p. 245-252, 2008.
RAMOS, I.P. Aspectos da biologia populacional de Pimelodus maculatus,
(Teleostei: Siluriformes) sob influência de sistemas de piscicultura em tanques-
rede. 2009. 124f. Dissertação (Mestrado) - Instituto de Biociências, Universidade
Estadual Paulista, Botucatu.
BRANDÃO, H. Biologia populacional com ênfase na dieta das principais espécies
de peixes agregadas a um sistema de tanques-rede no represa de Chavantes
(médio rio Paranapanema-SP/PR). Tese (Doutorado) - Instituto de Biociências,
Universidade Estadual Paulista, Botucatu. Em andamento.
74
RICKLEFS, R. E. A economia da natureza. Rio de Janeiro: Guanabara Koogan, 2003.
503 p.
ROBERTSON, D.R. Fish feces as fish food on a Pacific coral reef. Mar. Ecol. Prog.
Ser., v. 7, n. 3, p. 253–266, 1982.
SAMPAIO, T. Relatório dos rios Itapetininga e Paranapanema. Rev. Inst. Geogr.
Geol., v.2, p.30-81, 1944.
SANTOS, G.B.; FORMAGIO, P.S. Estrutura da ictiofauna das represas do rio Grande,
com ênfase no estabelecimento de peixes piscívoros exóticos. Inf. Agropec., v. 21, n.
203, p. 98-106, 2000.
SAZIMA, I. Behavior of two Brazilian species of Paradontid fishes, Apareiodon
piracicabae and Apareiodon ibitiensis. Copeia, n. 1, p. 166-169, 1980.
SILVA, E.L.; FUGI, R.; HAHN, N.S. Variações temporais e ontogenéticas na dieta de
um peixe onívoro em ambiente impactado (reservatório) e em ambiente natural (baía)
da bacia do rio Cuiabá. Acta Sci. Biol. Sci., v.29, p.387-394, 2007.
SIMBERLOFF, D. Nonindigenous species: a global threat to biodiversity and stability.
In: RAVEN, P.; WILLIAMS, T. (Eds.). Nature and human society: the quest for a
sustainable world. Washington: National Academy Press, 2000.
SIMBERLOFF, D. Confronting introduced species: a form of xenophobia? Biol. Invas.,
v. 5, p. 179–192, 2003.
75
SIPAÚBA-TAVARES, L.H. Limnologia aplicada à aquicultura. Bol. Téc. Centro
Aquicult. Unesp, v.1, p.1-72, 1995.
THROWER, F.P.; SHORT, J.W. Accumulation and persistence of tri-n-butyltin in pink
and chum salmon fry cultured in marine netpens. Aquaculture, n. 96, p. 233-239, 1991.
TOKESHI, M. Species abundance patterns and community structure. Adv. Ecol. Res.,
v. 24, p. 111-186, 1993.
TORLONI, C. E. C. Reprodução de peixes autóctones reofílicos no reservatório de
Promissão, Estado de São Paulo. São Paulo: CESP, 1986. 14 p.
TUNDISI, J.G. Represas como sistemas complexos: teoria, aplicações e perspectivas
para usos múltiplos. In: HENRY, R. (Ed.). Ecologia de represas: estrutura, funções e
aspectos sociais. São Paulo: FAPESP, 1999. v. 1, p. 19-38.
TUNDISI, J.G. Água no século XXI: Enfrentando a escassez. São Carlos: Rima
Editora, 2003. 248p.
TURNER, G.F.; ROBINSON, R.L. Reproductive biology, mating systems and parental
care. In: BEVERIDGE, M.C.M.; MCANDREW, B.J. (Eds.). Tilapias: biology and
explotation. London: Kluwer Academic Publishers, 2000. p.33-58.
TUYA, F.; SANCHEZ-JERES, P.; DEMPSTER, T.; BOYRA, A.; HAROUN, R.J.
Changes in demersal wild fish aggregations beneath a sea-cage farm after the
cessation of farming. J. Fish Biol., v. 69, n. 3, p. 682-697, 2006.
76
VICKERS, N.J. Mechanisms of animal navigation in odor plumes. Biol. Bull., v. 198, p.
203-212, 2000.
VITA, R.; MARÍN, A.; MADRID, J.A.; JIMÉNEZ-BRINQUISI, B.; CESARI, A.; MARÍN-
GUIRAO, L. Effects of wild fishes on waste exportation from a Mediterranean fish farm.
Mar. Ecol. Prog. Ser., v. 277, p. 253-261, 2004.
ZANATTA, A.S. Tilapicultura em ecossitemas aquáticos: Desenvolvimento
sustentável ou degradação ambiental? Estudo de caso em represa oligotrófica. 2007.
94f. Dissertação (Mestrado) - Instituto de Biociências, Universidade Estadual Paulista,
Botucatu.
ZICA, E.O.P. Análise parasitológica de peixes em sistemas de tilapicultura em
tanques-redes e suas inter-relações com a ictiofauna residente e agregada. 2008.
73f. Dissertação (Mestrado) - Instituto de Biociências, Universidade Estadual Paulista,
Botucatu.
ZOCCHI, P. Paranapanema: da nascente à foz. São Paulo: Editora Horizonte
Geográfico/Audichromo Editora Ltda, 2002. 132 p.
WATANABE, W.O.; LOSORDO, T.M.; FITZSIMMONS, K.; HANLEY, F. Tilapia
production systems in the Americas: technological advances, trends, and challenges.
Rev. Fish. Sci., v. 10, p. 465–498, 2002.
WELCOMME, R.L. International introductions of inland aquatic species. Rome:
FAO, 1988. (FAO Fisheries Technical Papers, 294)
77
WOYNAROVICH, E. The hydroelectric power plants and the fish fauna. Verh. Int.
Verein. Limnol., v.24, p. 2531-2536, 1991.
WU, R.S.S.; LAM, K.S.; MACKAY, D. W.; LAU, T. C.; YAM, V. Impact of marine fish
farming on water quality and bottom sediment: a case study of the sub-tropical
environment. Mar. Environ. Res., v. 38, p. 115–145, 1994.
WU, R.S.S. The environmental impact of marine fish culture: toward a sustainable
future. Mar. Pollut. Bull., v. 31, p. 159–166, 1995.
78
8. Anexos:
Anexo 1 – Foto panorâmica do trecho Tanque.
Anexo 2 – Foto panorâmica do trecho Controle.
79
Anexo 4 – Casa flutuante utilizada como suporte pela piscicultura.
Anexo 3 – Juvenis de
O. niloticus
capturados em área próxima ao sistema de piscicultura em
tanques-rede.
Livros Grátis
( http://www.livrosgratis.com.br )
Milhares de Livros para Download:
Baixar livros de Administração
Baixar livros de Agronomia
Baixar livros de Arquitetura
Baixar livros de Artes
Baixar livros de Astronomia
Baixar livros de Biologia Geral
Baixar livros de Ciência da Computação
Baixar livros de Ciência da Informação
Baixar livros de Ciência Política
Baixar livros de Ciências da Saúde
Baixar livros de Comunicação
Baixar livros do Conselho Nacional de Educação - CNE
Baixar livros de Defesa civil
Baixar livros de Direito
Baixar livros de Direitos humanos
Baixar livros de Economia
Baixar livros de Economia Doméstica
Baixar livros de Educação
Baixar livros de Educação - Trânsito
Baixar livros de Educação Física
Baixar livros de Engenharia Aeroespacial
Baixar livros de Farmácia
Baixar livros de Filosofia
Baixar livros de Física
Baixar livros de Geociências
Baixar livros de Geografia
Baixar livros de História
Baixar livros de Línguas
Baixar livros de Literatura
Baixar livros de Literatura de Cordel
Baixar livros de Literatura Infantil
Baixar livros de Matemática
Baixar livros de Medicina
Baixar livros de Medicina Veterinária
Baixar livros de Meio Ambiente
Baixar livros de Meteorologia
Baixar Monografias e TCC
Baixar livros Multidisciplinar
Baixar livros de Música
Baixar livros de Psicologia
Baixar livros de Química
Baixar livros de Saúde Coletiva
Baixar livros de Serviço Social
Baixar livros de Sociologia
Baixar livros de Teologia
Baixar livros de Trabalho
Baixar livros de Turismo
