Printer Friendly

Efeito de metais Cobre (Cu) e Zinco (Zn) sobre a comunidade de macroinvertebrados bentonicos em riachos do sul do Brasil.

Introdução

Em regiões onde a urbanização e a agricultura são intensas, os corpos hídricos ficam sujeitos a perturbações antropogênicas que modificam a qualidade da água e, consequentemente, alteram a estrutura das comunidades aquáticas. A degradação causada por estas atividades acaba contribuindo para o aporte de resíduos ao corpo hídrico, destacando-se os íons metálicos (Grumiaux et al., 1998; Ramalho et al., 2000; Moyo e Phiri, 2002).

Altas concentrações de metais nas águas causam sérios efeitos sobre as comunidades aquáticas, provocam modificações na estrutura e na distribuição das mesmas (Linnik e Zubenko, 2000). Dentre os organismos aquáticos, os macroinvertebrados bentônicos são os mais afetados por contaminação por íons metálicos (Grumiaux et al., 1998). A sensibilidade destes organismos a mudanças, na qualidade das águas, atribui a eles elevado potencial bioindicador (Courtney e Clements, 2000). A poluição pontual por metais pesados diminui a densidade e a diversidade de macroinvertebrados, além de causar o desaparecimento de alguns organismos mais sensíveis (Doi et al., 2007), como é o caso de insetos das ordens Ephemeroptera, Plecoptera e Trichoptera (Fialkowski e Rainbow, 2006).

Dentre os íons metálicos, Cobre (Cu) e Zinco (Zn) têm características relevantes quando se trata de impactos ambientais, pois estão presentes em fertilizantes e pesticidas, bem como nos resíduos orgânicos provenientes dos perímetros urbanos (Ramalho et al., 2000; Linnik e Zubenko, 2000). Besser et al. (2007), estudando peixes, plantas e invertebrados aquáticos, concluíram que a exposição destes organismos em locais com altas concentrações de zinco, ferro e cádmio afeta seu desenvolvimento, destacando que há significativa redução da riqueza de taxa de invertebrados aquáticos e predomínio de grupos tolerantes.

Fontes pontuais de poluição por metais pesados são intensas em regiões industrializadas e urbanizadas, além de existir grande contribuição difusa em áreas agrícolas. O Norte do Rio Grande do Sul caracteriza-se por apresentar, dentre outras atividades, forte agricultura mecanizada e centros urbanos desprovidos de sistema de tratamento de resíduos, acarretando o lançamento destes para os corpos hídricos e, consequentemente, alterações nas características físicas e químicas das águas, as quais perdem sua qualidade e afetam as comunidades biológicas. No Sul do Brasil, alguns estudos foram realizados com o intuito de avaliar a qualidade das águas utilizando macroinvertebrados bentônicos (Strieder et al., 2006; Albertoni e Silva, 2006; Konig et al., 2008). No entanto, são raros os estudos que investigam as conseqüências do aporte de metais nos corpos hídricos e seus efeitos sobre os organismos aquáticos, em especial sobre a fauna bentônica (Hepp et al., 2003). Diante do exposto, o presente estudo avaliou a hipótese de que, em áreas urbanas e agrícolas, a ocorrência de maiores concentrações dos metais de Cobre (Cu) e Zinco (Zn) influenciaria a estrutura da comunidade bentônica, causando diminuição da riqueza e diversidade da comunidade, além de aumento da densidade de organismos tolerantes à poluição.

Material e métodos

Área de estudo

O estudo foi realizado no município de Erechim, Estado do Rio Grande do Sul (27[grados]37'54" latitude Sul e 52[grados]16'52" longitude Oeste), que se situa a 768 m acima do nível do mar, apresentando clima subtropical e temperatura média anual de 18,7[degrees]C. A região apresenta médias anuais de pluviosidade que variam de 1.750 a 2.000 mm. Os solos são caracterizados como sendo de origem basáltica, e os mais presentes são os litólicos, brunizens e os afloramentos de rocha (Cassol e Piran, 1975; Rampazzo, 2003).

A seleção dos pontos de coleta foi feita com base na aplicação do Protocolo de Análise Rápida (Callisto et al., 2002) e observações em campo, onde foi possível definir locais suscetíveis a impactos antropogênicos de origem urbana e agrícola. Ap[+ ó -]s as observações, foram definidos oito pontos de coleta, distribuídos nas bacias hidrográficas dos rios Tigre (1 a 4) e Campo (5 a 8) (Figura 1). Os trechos dos riachos selecionados para a realização das coletas apresentam largura média de 4,3 [+ ó -] 1,5 m, profundidade média de 0,16 [+ ó -] 0,04 m e vazão média de 1,07 [+ ó -] 0,69 [m.sup.3] [s.sup.-1] (Tabela 1).

[FIGURA 1 OMITIR]

A bacia do rio Tigre abriga cerca de 90% do perímetro urbano do município, e os riachos (2 e 3) são responsáveis pelo fornecimento e manutenção do abastecimento de água potável à população. Na bacia do rio Campo, predomina intensa atividade agrícola mecanizada, com elevada incidência de devastação florestal, principalmente no que diz respeito à remoção da vegetação ribeirinha (Rampazzo, 2003).

Comunidade bentônica

Os macroinvertebrados bentônicos foram coletados trimestralmente, compreendendo as quatro estações anuais, com início em setembro de 2006 e término em junho de 2007. Os organismos foram amostrados com um coletor, tipo Surber, com abertura de malha de 225 [micro]m e área de 0,1 m[sup.2] (Merrit e Cummins, 1996). Em cada ponto de coleta, foram realizadas cinco pseudoréplicas, onde foram removidos os diferentes tipos de sedimentos encontrados no trecho estudado (e.g. areia, pedra e folhiço). O material biológico coletado foi fixado in situ com formol 5% e conduzido ao laboratório onde foi lavado em peneiras com malhas de 2,0; 1,0; 0,5 e 0,25 mm. Os organismos foram identificados até o menor nível taxonômico possível de acordo com recomendações de Melo (2005), utilizando chaves de identificação de Froehlich (1984), Merrit e Cummins (1996), Fernández e Domínguez (2001), Salles et al. (2004) e Costa et al. (2006).

Variáveis abióticas

Foram analisados in situ os parâmetros físicos e químicos da água: temperatura e oxigênio dissolvido, utilizando um oxímetro YSI 55; condutividade elétrica, utilizando um condutivímetro Oakton; pH, utilizando um pH-metro Jenco. Nos mesmos locais, foram coletadas amostras de água para extração em meio ácido (HN[O.sub.3] 1,0 mol [L.sup.-1]) e posterior análise dos metais Cobre (Cu) e Zinco (Zn) por meio de Espectrofotometria de Absorção Atômica. Os métodos analíticos foram realizados de acordo com metodologia proposta por APHA (1998).

Análise dos dados

nálise Aos dados biológicos foram estimados os valores de densidade (ind. [m.sup.-2]), riqueza taxonômica e calculado o índice de diversidade de Shannon (Magurran, 2004). Para análise da variabilidade temporal e espacial da densidade de organismos entre os pontos de coleta, utilizou-se a análise Anova (p < 0,05) e o teste t (Gotelli e Ellison, 2004), tendo como unidades amostrais os riachos estudados. Para avaliar a influência das concentrações dos metais sobre a densidade dos organismos, utilizou-se a análise de Regressão Linear Simples (p < 0,05) (Gotelli e Ellison, 2004). Os valores de densidade, riqueza e diversidade dos organismos foram transformados (log x + 1) para garantir a normalidade dos dados.

Resultados

As características físicas e químicas da água variaram, basicamente, de acordo com os diferentes usos e ocupações da terra observados nas duas bacias hidrográficas estudadas. A temperatura da água apresentou diferença entre as estações do ano nas bacias do rio Tigre e Campo (p < 0,05), e os valores mais baixos foram registrados no inverno. A condutividade elétrica não apresentou diferença entre as bacias hidrográficas, embora tenha sido levemente superior na bacia do rio Tigre (Tabela 2). O pH apresentou-se significativamente mais ácido na bacia do rio Campo (p < 0,05). O oxigênio dissolvido (OD) apresentou variação entre as estações anuais estudadas apenas na bacia do rio Campo, pelas baixas concentrações observadas no verão ([F.sub.3,12] = 4,67, p = 0,02). Comparando as duas bacias, as diferenças nas concentrações de OD ocorreram na primavera e outono (p < 0,05), quando os pontos na bacia do rio Tigre apresentaram valores mais baixos. Os valores médios e desvio-padrão das variáveis ambientais são apresentados na Tabela 2.

As concentrações de Cobre (Cu) e Zinco (Zn), nas águas das bacias dos rios Tigre e Campo, apresentaram variação ao longo do tempo (estações do ano) e espaço (entre as bacias), sendo superiores na bacia do rio Tigre (Figura 2). O metal Cobre (Cu) apresentou variabilidade sazonal em suas concentrações nas duas bacias estudadas. Na bacia do rio Tigre, a variabilidade ocorreu pelas altas concentrações na primavera e inverno ([F.sub.3,12] = 18,88, p < 0,0001), enquanto na bacia do rio Campo as concentrações mais elevadas foram no inverno ([F.sub.3,12] = 451,43, p < 0,00001) (Figura 2).

[FIGURA 2 OMITIR]

Para Zinco (Zn), na bacia do rio Tigre, a variação sazonal deu-se em função das concentrações elevadas na primavera ([F.sub.3,12] = 20,06, p < 0,0001), enquanto na bacia do rio Campo as concentrações elevadas no outono definiram a variabilidade sazonal ([F.sub.3,12] = 18,25, p < 0,0001). Comparando as concentrações dos dois metais entre as duas bacias hidrográficas, Zinco (Zn) apresentou valores diferentes significativamente na primavera, outono e inverno, enquanto o metal Cobre (Cu) apresentou diferença na primavera e verão (Tabela 3).

A densidade média total foi significativamente superior na primavera, seguida do verão, outono e inverno ([F.sub.3,28] = 6,08, p = 0,002). A densidade média dos organismos durante o período estudado foi de 4.884 ind [m.sup.-2], e a bacia do rio Tigre apresentou maior densidade em relação à bacia do rio Campo (7.008 ind. [m.sup.-2] e 2.766 ind. [m.sup.-2], respectivamente; [F.sub.1,30] = 3,57; p = 0,06). Apenas na bacia do rio Campo foi observada diferença entre as estações anuais ([F.sub.3,12] = 5,63; p = 0,01) ocasionada pela alta densidade de organismos na primavera (5565 ind. [m.sup.-2]). A riqueza taxonômica variou de 5 a 39 taxa, em que o ponto 4 foi menos rico taxonomicamente, em contraste com o ponto 5. A diversidade de macroinvertebrados bentônicos não apresentou diferença entre as estações do ano na bacia do rio Tigre, no entanto, houve variabilidade sazonal na bacia do rio Campo ([F.sub.3,12] = 78,97, p < 0,00001). Quando comparadas espacialmente, as bacias não apresentaram diferença significativa de acordo com o teste t (p > 0,05) (Tabela 3).

Chironomidae apresentou maior densidade na bacia do rio Tigre (2037 ind. [m.sup.-2]), quando comparada com a bacia do Campo (483 ind. [m.sup.-2]), pela densidade do ponto 4 (6696 ind. [m.sup.-2]). A densidade de Ephemeroptera, Plecoptera e Trichoptera foi semelhante nas duas bacias, e, no rio Campo, foram observados valores médios levemente superiores. Dentre as três ordens, Ephemeroptera foi a mais abundante, seguida de Trichoptera e Plecoptera. As famílias Baetidae (Ephemeroptera) e Hydropsychidae (Trichoptera) foram as mais abundantes (Tabela 4).

O metal Cobre (Cu) não apresentou influência sobre a densidade total de macroinvertebrados bentônicos ([F.sub.1,31] = 2,82; p = 0,09). No entanto, quando analisado apenas seu efeito sobre a densidade de Chironomidae, foi observada influência significativa ([F.sub.1,31] = 4,67; p = 0,03). Por outro lado, o metal Zinco (Zn) apresentou efeito sobre a densidade total da macrofauna bentônica ([F.sub.1,31] = 4,99; p = 0,03), evidenciado, principalmente, na bacia do rio Tigre. O mesmo comportamento foi observado ao analisar a relação entre Zn e a densidade de Chironomidae em particular ([F.sub.1,31] = 9,30; p = 0,004). Nenhum dos metais apresentou efeitos sobre a densidade de EPT, bem como sobre a riqueza e diversidade de macroinvertebrados.

Discussão

As características físicas e químicas das águas são influenciadas pelos diferentes usos e ocupação da terra, além de características próprias de cada região onde está localizada a bacia de drenagem do corpo hídrico (Stewart et al., 2000; Moreno et al., 2006). Os valores elevados de condutividade na bacia do rio Tigre eram esperados, pois se trata de uma região influenciada fortemente pelo perímetro urbano (Brigante e Espíndola, 2003; Salomoni et al., 2007). Para Konig et al. (2008), o aporte de poluentes, carregados em íons, é o principal responsável pelos valores altos de condutividade elétrica nesta bacia hidrográfica. Os valores de pH e OD, geralmente, estão associados à quantidade de resíduos lançados no riacho, os quais causam aumento da acidez da água e decréscimo da oxigenação (Ometto et al., 2004). Salomoni et al. (2007) comentam que OD tem seus valores reduzidos nestas regiões, pela demanda de oxigênio por parte dos microrganismos. A acidez da água observada, na bacia do rio Campo, pode ser atribuída às práticas agrícolas desenvolvidas na bacia de captação, as quais proporcionam o aporte de sedimento para o riacho (Stewart et al., 2000).

Os metais são considerados como um dos poluentes mais comuns em águas continentais e a origem da contaminação pode ser natural ou antrópica (Corbi et al., 2006). As concentrações de metais tendem a aumentar em locais próximos a atividades intensivas, como urbanização, indústria e agricultura (Ramalho et al., 2000; Moyo e Phiri, 2002), em especial as concentrações de Cu e Zn (Rosi-Marshall, 2004). De maneira geral, Cu e Zn apresentaram maiores concentrações na bacia do rio Tigre (urbana). Embora seja comum a presença destes dois íons em locais próximos a perímetros urbanos e agrícolas, acredita-se que o comportamento químico de ambos tenha sido decisivo para que as maiores concentrações tenham ocorrido no perímetro urbano pela maior disponibilidade de matéria orgânica (Rosi-Marshall, 2004). Linnik e Zubenko (2000) comentam que a liberação de metais para a coluna d'água é facilitada pela diminuição de pH e OD e alta concentração de matéria orgânica e que a ocorrência de metais depende das características físico-químicas da água. No ambiente aquático, o Zn prende-se predominantemente ao material suspenso antes de ser acumulado ao sedimento. No entanto, sua ressolubilização, em fase aquosa, é possível, em certas condições físico-químicas, como na presença de ânions solúveis, baixo pH e salinidade aumentada (Jesus et al., 2004). Para Cu, a utilização de defensivos químicos, nas lavouras pode contribuir decisivamente para seu aporte no meio aquático (Luiz-Silva et al., 2006).

Courtney e Clements (2000) comentam que impactos ambientais causados por metais podem alterar a história natural da maioria dos organismos aquáticos existentes no corpo hídrico e afetam sua estrutura e qualidade. É facilmente observada a diminuição da diversidade e riqueza de organismos em locais contaminados por metais (Hepp et al., 2003; Doi et al., 2007). De acordo com Moyo e Phiri (2002), em ambientes com influência urbana, a dominância de Chironomidae e Oligochaeta é alta, atingindo valores superiores a 70% do total de macroinvertebrados coletados, provavelmente causados pelo aumento das concentrações dos metais ao longo do rio. As relações observadas entre Cu e Zn e a densidade de Chironomidae corroboram o grande potencial bioindicador destes organismos (Kleine e Trivinho-Strixino, 2005), embora não tenha sido constatada relação significativa entre os metais estudados e a riqueza e diversidade de macroinvertebrados.

Grumiaux et al. (1998) citam que, em locais com maior contaminação por metais, as espécies mais sensíveis à poluição, como Ephemeroptera, Plecoptera e Trichoptera, são raras ou ausentes, e a abundância destes organismos pode ser utilizada como indicador da qualidade de sistemas aquáticos. Moyo e Phiri (2002) observaram que Hydripsychidae e Baetidae estiveram presentes em riachos urbanos, porém com frequências relativamente baixas em relação aos demais organismos. Marques et al. (2001) comentam que algumas espécies de Baetidae são frequentes e abundantes em locais contaminados com metais pesados, em especial Zinco (Zn) e Chumbo (Pb).

Dessa forma, neste estudo, a influência de Cu e Zn ficou evidente sobre a densidade total de macroinvertebrados bentônicos e de Chironomidae, e a concentração destes metais não apresentou efeito sobre a riqueza e diversidade dos organismos. A elaboração de programas de avaliação integrada da qualidade das águas, baseados na utilização de componentes físicos, químicos e biológicos, mostrase como uma boa ferramenta de gestão de bacias hidrográficas.

Received on January 02, 2008.

Accepted on May 07, 2008.

Referências

ALBERTONI, E.F.; SILVA, C.P. Macroinvertebrados associados a macrófitas aquáticas flutuantes em canais urbanos de escoamento pluvial (Balneário Cassino, Rio Grande, RS). Neotrop. Biol. Conserv., São Leopoldo, v. 1, n. 2, p. 90-100, 2006.

APHA-American Public Health Association. Standard methods for the examination of water and wastewater. 20. ed. Washington, D.C.: APHA, 1998.

BESSER, J.M. et al. Biomonitoring of lead, zinc, and cadmium in streams draining lead-mining and nonmining areas, southeast Missouri, USA. Environ. Monit. Assess., Dordrecht, v. 129, n. 1-3, p. 227-241, 2007.

BRIGANTE, J.; ESPÍNDOLA, E.L.G. Limnologia fluvial: um estudo no rio Mogi-Guaçu. São Carlos: Rima, 2003.

CALLISTO, M. et al. Aplicação de um protocolo de avaliação rápida da diversidade de habitats em atividades de ensino e pesquisa (MG-RJ). Acta Limnol. Bras., São Carlos, v. 14, n. 1, p. 91-98, 2002.

CASSOL, E.; PIRAN, N. Formação geo-histórica de Erechim. Perspectiva, Erechim, v. 1, n. 1, p. 5-54, 1975.

CORBI, J.J. et al. Diagnóstico ambiental de metais e organoclorados em córregos adjacentes a áreas de cultivo de cana-de-açúcar (Estado de São Paulo, Brasil). Quim. Nova, São Paulo, v. 29, n. 1. p. 61-65, 2006.

COSTA, C. et al. Insetos imaturos: metamorfose e identificação. Ribeirão Preto: Holos, 2006.

COURTNEY, L.A.; CLEMENTS, W.H. Sensitivity to acidic pH on benthic invertebrate assemblages with different histories of exposure to metals. J. North Am. Benthol. Soc., Schaumburg, v. 19, n. 1, p. 112-127, 2000.

DOI, H. et al. Stream macroinvertebrate community affected by point-source metal pollution. Int. Rev. Hydrobiol., Berlin, v. 92, n. 3, p. 258-266, 2007.

FERNÁNDEZ, H.R.; DOMÍNGUEZ, E. Guía para la determinación de los artropodos bentónicos Sudamericanos. Tucumán: UNT, 2001.

FIALKOWSKI, W.; RAINBOW, P.S. The discriminatory power of two biomonitors of trace metal bioavailabilities in freshwater streams. Water Res., New York, v. 40, n. 9, p. 1805-1810, 2006.

FROEHLICH, C.G. Brazilian Plecoptera 4. Nymphs of perlid genera from southeastern Brazil. Ann. Limnol., Toulouse, v. 20, n. 1-2, p. 43-48, 1984.

GOTELLI, N.J.; ELLISON, A.M. A primer of ecological statistics. Massachusetts: Sinauer Associates, 2004.

GRUMIAUX, F. et al. Effect of sediment quality on benthic macroinvertebrate communist in streams in the north of France. Hydrobiologia, The Hague, v. 385, n. 1-3, p. 33-46, 1998.

HEPP, L.U. et al. Influência de íons metálicos na distribuição de macroinvetebrados bentônicos. Perspectiva, Erechim, v. 27, n. 97, p. 133-137, 2003.

JESUS, H.C. et al. Distribuição de metais pesados em Sedimentos do Sistema Estuarino da Ilha de Vitória-ES. Quím. Nova, São Paulo, v. 27, n. 3, p. 376-386, 2004.

KLEINE, P.; TRIVINHO-STRIXINO, S. Chironomidae and other aquatic macroinvertebrates of a first order stream: community response after habitat fragmentation. Acta Limnol. Bras., São Carlos, v. 17, n. 1, p. 81-90, 2005.

KONIG, R. et al. Qualidade das águas de riachos da região norte do Rio Grande do Sul (Brasil) através de variáveis físicas, químicas e biológicas. Pan Am. J. Aquatic Sci., Rio Grande, v. 3, n. 1, p. 84-93, 2008.

LINNIK, P.M.; ZUBENKO, I.B. Role of bottom sediments in the secondary pollution of aquatic environments by heavy-metal compounds. Lakes Reser.: Res. Manag., Japão, v. 5, n. 1, p. 11-21, 2000.

LUIZ-SILVA, W. et al. Variabilidade espacial e sazonal da concentração de elementos-traço em sedimentos do sistema estuarino de Santos-Cubatão (SP). Quim. Nova, São Paulo, v. 29, n. 2, p. 256-263, 2006.

MAGURRAN, A.E. Measuring biological diversity. Oxford: Blackwell, 2004.

MARQUES, M.J. et al. Los macroinvertebrados como índices de evaluación rápida de ecossistemas acuáticos contaminados por metales pesados. Ecotoxicol. Environ. Restor., Coimbra, v. 4, n. 1, p. 25-31, 2001.

MELO, A.S. Effects of taxonomic and numeric resolution on the ability to detect ecological patterns at a local scale using stream macroinvertebrates. Arch. Hydrobiol., Stuttgart, v. 164, n. 3, p. 309-323, 2005.

MERRIT, R.W.; CUMMINS, K.W. An introduction to the aquatic insects of North America. 3. ed. Dubuque: USA, 1996.

MORENO, J.L. et al. Abiotic ecotypes in south-central Spanish rivers: reference conditions and pollution. Environ. Pollut., Barking, v. 143, n. 3, p. 388-396, 2006.

MOYO, N.A.G.; PHIRI, C. The degradation of urban streams in Harare, Zimbabwe. Afr. J. Ecol., Oxford, v. 40, n. 4, p. 401-406, 2002.

OMETTO, J.P. et al. Macroinvertebrate community as indicator of land-use changes in tropical watersheds, southern Brazil. Ecohydrol. Hydrobiol., Leicester, v. 4, n. 1, p. 37-49, 2004.

RAMALHO, J.F.G.P. et al. Contaminação da microbacia de Caetés com metais pesados pelo uso de agroquímicos. Pesq. Agropecu. Bras., Brasília, v. 35, n. 7, p. 1289-1303, 2000.

RAMPAZZO, S. E. Proposta conceitual de zoneamento ambiental. Tese. (Doutorado em Ecologia e Recursos Naturais)-Universidade Federal de São Carlos, São Carlos, 2003.

ROSI-MARSHALL, E.J. Decline in the quality of suspended fine particulate matter as a food resource for chironomids downstream of an urban area. Freshw. Biol., Oxford, v. 49, n. 5, p. 515-525, 2004.

SALLES, F.F. et al. Baetidae (Ephemeroptera) na região sudeste do Brasil: novos registros e chave para os gêneros no estágio ninfal. Neotrop. Entomol., Londrina, v. 33, n. 5, p. 725-735, 2004.

SALOMONI, S.E. et al. Limnological characterization of Gravataí River, Rio Grande do Sul. Acta Limnol. Bras., São Carlos, v. 19, n. 1, p. 1-14, 2007.

STEWART, P.M. et al. Land use, habitat and water quality effects on macroinvertebrate communities in three watersheds of a Lake Michigan associated marsh system. Aquatic Ecosyst. Health Manag., Burlington, v. 3, n. 1, p. 179-189, 2000.

STRIEDER, N. et al. Medidas biológicas e índices de qualidade da água de uma microbacia com poluição urbana e de curtumes no sul do Brasil. Acta Biol. Leopoldensia, São Leopoldo, v. 28, n. 1, p. 17-24, 2006.

Silvia Vendruscolo Milesi, Cristiane Biasi, Rozane Maria Restello e Luiz Ubiratan Hepp *

Laboratório de Biomonitoramento, Departamento de Ciências Biológicas, Universidade Regional Integrada do Alto Uruguai e das Missões, Av. Sete de Setembro, 1621, Cx. Postal 743, 99700-000, Erechim, Rio Grande do Sul, Brasil. * Autor para correspondência. E-mail: lhepp@uri.com.br
Tabela 1. Caracterização dos riachos localizados nas bacias
hidrográficas dos rios Tigre e Campo, Erechim, Estado do Rio
Grande do Sul.

                                     Pontos

Características                 1               2

Coord. Geográficas (UTM)   0382709/          0375463/
                           6941758           6938433
Altitude (m)                   636               693
Velocidade de correnteza      1,38              0,20
(m [s.sup.-1])
Vazão ([m.sup.3]              1,81              0,47
[s.sup.-1])
Substrato predominante     Pedra e folhiço   Pedra, terra e
                                             folhiço

Vegetação ribeirinha       Arbórea           Rasteira
Atividade observada        Agricultura/      Agricultura/
                           urbana            urbana
Erosão nas margens         Pouca             Acentuada

                                            Pontos

Características               3                4            5

Coord. Geográficas (UTM)   0376693/          0377256/    0379157/
                           6936994           6939672     6933958
Altitude (m)                   682               673         658
Velocidade de correnteza      0,29              2,85        0,26
(m [s.sup.-1])
Vazão ([m.sup.3]              0,71              2,13        0,48
[s.sup.-1])
Substrato predominante     Pedra e folhiço   Pedra       Pedra

Vegetação ribeirinha       Arbustiva         Rasteira    Arbustiva
Atividade observada        Agricultura/      Urbana      Agricultura
                           urbana
Erosão nas margens         Pouca             Acentuada   Moderada

                                            Pontos

Características               6               7                 8

Coord. Geográficas (UTM)   0380474/        0381936/          0380628/
                           6932677         6932915           6934444
Altitude (m)                   647             633               620
Velocidade de correnteza      0,37            0,24              0,58
(m [s.sup.-1])
Vazão ([m.sup.3]              1,76            0,73              0,50
[s.sup.-1])
Substrato predominante     Pedra e terra   Pedra (inverno)   Pedra
                                           e terra (verão)

Vegetação ribeirinha       Ausente         Ausente Ausente
Atividade observada        Agricultura     Agricultura       Agricultura

Erosão nas margens         Acentuada       Acentuada         Moderada

Tabela 2. Valores médios ([+ or -] desvio-padrão) de temperatura da
água, condutividade elétrica, pH e oxigênio dissolvido (OD)
mensurados em riachos das bacias hidrográficas dos rios Tigre (n
= 4) e Campo (n = 4) nos períodos de primavera (P), verão (V),
outono (O) e inverno (I) (Erechim, Estado do Rio Grande do Sul).

                               Bacia do rio Tigre

Parâmetros                 P        V         O          I

Temperatura             18,07     22,47     20,48      16,76
([degrees]C)            (4,19)    (2,58)    (1,33)     (0,59)

Condutividade          128,50     72,33     83,57     106,68
([micro]S [cm.        (129,33)   (53,73)   (71,33)   (115,67)
sup.-1])
pH                       7,27      6,65      6,77       6,21
                        (0,40)    (0,50)    (1,37)     (0,60)
OD (mg [L.sup.-1])       6,84      6,46       6,82      7,80
                        (1,39)    (1,06)    (0,75)     (1,21)

                           Bacia do rio Campo

Parâmetros               P         V         O         I

Temperatura            19,13     21,10     23,03     14,94
([degrees]C)           (1,54)    (1,07)    (3,85)    (2,25)

Condutividade          75,58     68,37     57,83     56,45
([mu]S [cm.sup.-1])   (18,23)   (15,12)   (12,91)   (11,92)
                        7,67      5,56      7,57      6,44
pH                     (0,15)    (0,81)    (0,64)    (0,50)
OD (mg [L.sup.-1])      8,43      6,74      7,92      8,63
                       (0,99)    (0,41)    (1,03)    (0,53)

Tabela 3. Valores do teste t para comparação entre as concentrações de
Zinco e Cobre nas bacias hidrográficas dos rios Tigre e Campo
(Erechim, Estado do Rio Grande do Sul) nos períodos de primavera,
verão, outono e inverno (em negrito: valores significativos,
p < 0,05).

Estação do ano    t     GL    p

Zinco

Primavera        6,54   3    0,003
Verão            1,79   3    0,08
Outono           2,42   3    0,04
Inverno          2,52   3    0,04

Cobre

Primavera        4,51   3    0,01
Verão            5,82   3    0,005
Outono           2,14   3    0,06
Inverno          0,10   3    0,45

Tabela 4. Abundância absoluta, Riqueza taxonômica e
diversidade Shannon de macroinvertebrados bentônicos coletados
nos riachos das bacias hidrográficas dos rios Tigre e Campo
(Erechim, Estado do Rio Grande do Sul) durante o período de
setembro de 2006 a julho de 2007.

                                     Pontos

                       1       2       3       4       5

Annelida
Hyrudinea              0       0       0      13       3
Oligochaeta           97     180     259       0      20

Mollusca
Bivalve              241      88      99       0      10
Gastropoda            25       2     433       4      20

Plathyelmintes
Turbellaria           48       7     178       0      28

Artropoda

Crustacea
Aeglidae               2       5       1       0       6
Hyallelidae            5       0       0       0      21

Aracnida
Acari                  5       1      21       0      16
Aracnidae              1       0       0       0       1

Insecta

Collembola            73      33       4       0       8

Coleoptera
Elmidae              575     164   1.984       0     261
Gyrinidae              2       0       0       0       0
Hidrophillidae         0       0       0       0       4
Lampyridae             0       0       0       0       1
Psephenidae           23       6       0       0      13

Diptera
Ceratopogonidae       49       9      84      0        4
Chironomidae       1.792   1.888   2.123   26.785    918
Dolichopodidae         0       0       0        0      0
Empididae              1      10       5        0      7
Psychodidae            1      68       1       31      1
Simullidae            81   1.418   7.511        1    800
Tabanidae              2       0       0        0      0
Tipulidae             13       7       4        0     14

Ephemeroptera
Baetidae           1.356     329   1.792        0    931
Caenidae              28      14       1        0     22
Leptohyphidae         46     145     478        0    181
Leptophlebiidae      516      29     116        0     81

Hemiptera
Belostomatidae         0       0       0        0     13
Gerridae               1       0       0        0      2
Naucoridae             2       2       0        0      0

Lepidoptera            1       1      16        0      7

Megaloptera
Corydalidae            4       8      28        0      2

Odonata
Coenagrionidae        89      71      87        0     65
Cordulidae             1       0       0        0      0
Gomphidae              0       0       0        0      9
Lestidae               0       0       0        0      0
Libellulidae           1       1       0        0      1

Plecoptera
Gripopterygidae       61      18      92        0     44
Perlidae             250      32     224        0     12

Trichoptera
Calamoceratidae        0       2       2        0      0
Glossossomatidae       6       0       1        0     50
Helycopsychidae        2       0       0        0      1
Hidrobiosidae         11       0       0        0      0
Hydropsychidae       701     417   1.793        0    417
Hydroptilidae         49      35      85        0     74
Odontoceridae          1       8       4        0     27
Philopotamidae        66      21     184        0     41
Sericostomatidae      95       0       0        0      0

Riqueza               40      31      29        5     39

Div. Shannon       3,286   2,762   2,789    0,022  3,269

                             Pontos

                       6       7       8

Annelida
Hyrudinea              0       2       1
Oligochaeta           47       2      39

Mollusca
Bivalve                1      44       2
Gastropoda            16      20       1

Plathyelmintes
Turbellaria          160       2       5

Artropoda

Crustacea
Aeglidae               0       0       3
Hyallelidae            0      58     114

Aracnida
Acari                 51       4      57
Aracnidae              2       0       1

Insecta

Collembola           147       0      11

Coleoptera
Elmidae              849     118     292
Gyrinidae              0       1       0
Hidrophillidae         0       8       0
Lampyridae             0       0       0
Psephenidae           35       2      28

Diptera
Ceratopogonidae        8       0      10
Chironomidae       3.903   1.633   1.282
Dolichopodidae         1       0       0
Empididae             10       3       5
Psychodidae            3       0       8
Simullidae           734      12     136
Tabanidae              0       0       0
Tipulidae              0       0       7

Ephemeroptera
Baetidae           1.511     828   1.452
Caenidae              11     795      59
Leptohyphidae        191      57     219
Leptophlebiidae      119       6     253

Hemiptera
Belostomatidae         0       0       0
Gerridae               0       0       0
Naucoridae             0       0       0

Lepidoptera            1       0       1

Megaloptera
Corydalidae           17       0       7

Odonata
Coenagrionidae        58       8      51
Cordulidae             0       0       0
Gomphidae              0       1       0
Lestidae               1       1       0
Libellulidae           5      13       3

Plecoptera
Gripopterygidae        4       0       1
Perlidae               9       0      32

Trichoptera
Calamoceratidae        0       2       1
Glossossomatidae      10       0       5
Helycopsychidae        1       0       0
Hidrobiosidae          7       3       0
Hydropsychidae     1.004      22     327
Hydroptilidae        512      48      22
Odontoceridae         33      31       4
Philopotamidae        34      88     165
Sericostomatidae      17       1       0

Riqueza               34      29      34

Div. Shannon       2,839   2,404   3,036
COPYRIGHT 2008 Universidade Estadual de Maringa
No portion of this article can be reproduced without the express written permission from the copyright holder.
Copyright 2008 Gale, Cengage Learning. All rights reserved.

Article Details
Printer friendly Cite/link Email Feedback
Author:Vendruscolo Milesi, Silvia; Biasi, Cristiane; Restello, Rozane Maria; Ubiratan Hepp, Luiz
Publication:Acta Scientiarum Biological Sciences (UEM)
Date:Jul 1, 2008
Words:5140
Previous Article:O bosque de mangues e a pesca artesanal no Distrito de Acupe (Santo Amaro, Bahia): uma abordagem etnoecologica.
Next Article:Numero cromossomico em acessos de Pennisetum spp spp.
Topics:

Terms of use | Copyright © 2018 Farlex, Inc. | Feedback | For webmasters