ANA CLAUDIA MARIOTO PAULA DE ARAUJO MOREIRA LOPES AVALIAÇÃO TEMPORAL DA ESTRUTURA ICTIOFAUNISTICA DE UM TRECHO DA BACIA DO RIO PARANAPANEMA

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1 ANA CLAUDIA MARIOTO PAULA DE ARAUJO MOREIRA LOPES AVALIAÇÃO TEMPORAL DA ESTRUTURA ICTIOFAUNISTICA DE UM TRECHO DA BACIA DO RIO PARANAPANEMA Londrina 2012

2 ANA CLAUDIA MARIOTO PAULA DE ARAUJO MOREIRA LOPES AVALIAÇÃO TEMPORAL DA ESTRUTURA ICTIOFAUNISTICA DE UM TRECHO DA BACIA DO RIO PARANAPANEMA Trabalho desenvolvido para conclusão do Curso de Especialização em Planejamento, Gestão e Auditoria Ambiental pelo Centro Universitário Filadélfia. Orientador: Prof. Dr. Mario Luís Orsi Londrina 2012

3 AGRADECIMENTOS À Universidade Estadual de Londrina pelos dados fornecidos para pesquisa; A toda a equipe que realizou o trabalho em campo ao decorrer de todos esses anos de estudo, mas principalmente a Edson Santana da Silva e Aparecido de Souza; Ao Dr. Mario Luís Orsi pela orientação e ajuda, pela amizade, sinceridade e paciência.

4 LISTA DE TABELAS Tabela 1 - Espécies amostradas e número de indivíduos capturados por etapas no período de 1990 a Tabela 2 - Índices de diversidade de Shannon-Wiener (H ) obtidos dos peixes capturados em todas as etapas de coleta, com suas respectivas equitabilidades (E), Dominância (D) e o número de indivíduos por etapa Tabela 3 - Valores de t e P da comparação das variâncias dos índices de diversidade de Shannon-Wiener entre as seis etapas do estudo (*indica diferenças significativas) Tabela 4 - Classificação das espécies pelo método de curva de importância (Plot Whittaker) por etapas no período de 1990 a

5 LISTA DE GRÁFICOS Gráfico 1 - Distribuição porcentual das ordens observadas durante o período de estudo de 1990 a Gráfico 2 Classificação das espécies da primeira Etapa Gráfico 3 Classificação das espécies da segunda etapa Gráfico 4 Classificação das espécies da Terceira etapa Gráfico 5 Classificação das espécies da quarta etapa Gráfico 6 Classificação das espécies da quinta etapa Gráfico 7 Classificação das espécies da sexta etapa Gráfico 8 - Número absoluto de espécies Nativas e não Nativas distribuídas por etapas no período de 1990 a Gráfico 9 - Número de espécies Nativas e não Nativas distribuídas por etapas no período de 1990 a

6 SUMÁRIO 1 INTRODUÇÃO METODOLOGIA AMOSTRAGEM GERAL DA AREA DE ESTUDO RESULTADO E DISCUSSÃO CONCLUSÃO REFERÊNCIAS... 25

7 6 1 INTRODUÇÃO O Brasil é um país com uma enorme biodiversidade, com os peixes representando um dos grupos mais numerosos (SABINO, 2005; SHIBATTA, 2008). As águas interiores do país contêm a mais rica ictiofauna de água doce do mundo (BRITISKI et al., 1984). Contudo, muito pouco dessa diversidade biológica é conhecida. São considerados indicadores ecológicos entre os mais importantes nos vertebrados, pois além da diversidade de espécies ocupam diferentes posições na cadeia trófica, além de ampla distribuição no planeta. O conhecimento sobre as espécies de peixes poderia ajudar a retratar a realidade ambiental de um local, já que peixes são excelentes indicadores biológicos e úteis no monitoramento da recuperação de ambientes degradados (KARR, 1981; SMITH et al., 1997; ARAÚJO, 1998). Segundo Espíndola et al. (2003), Carvalho et al. (2005), e Casimiro et al. (2010) diversos fatores podem ser considerados como impactantes da biodiversidade de peixes numa forma geral, os quais atuam de forma direta e indireta nos ecossistemas aquáticos. Sendo que a maioria deles está relacionada ao uso, e à ocupação da bacia hidrográfica, à introdução de espécies de peixes nãonativos, aos empreendimentos hidrelétricos, tecnológicos e aquícolas, à contaminação por produtos químicos e orgânicos e ao aporte de efluentes urbanos e da agricultura. Especificamente, estes últimos vêm contribuindo para o processo de eutrofização dos sistemas aquáticos e provocando alterações nos processos de ciclagem de nutrientes que podem rearranjar a composição da fauna local de peixes (ESPÍNDOLA et al., 2003; RICKLEFS, 2004). No contexto atual, o Estado do Paraná sofre com impactos ambientais oriundos da ação antrópica, como o desmatamento, barramentos de rios entre outros (MEDRI et al., 2002). Segundo Britski (1994) a inserção de barragens em sistemas lóticos provoca profundas alterações no ambiente, com consequências diretas e decisivas sobre a flora e a fauna locais. Pela abrangência espacial que apresentam e pela natureza das alterações que promovem, os represamentos estão entre as atividades antropogênicas que mais causam impactos sobre o hábitat natural de peixes (AGOSTINHO, 1994). As consequências do represamento sobre a diversidade de peixes da Bacia

8 7 do Paraná vêm exigindo um conjunto de medidas para a conservação de sua ictiofauna, já que este ambiente se tornou amplamente represado. Isto inclui os rios Paranapanema e Tibagi, cujas consequências decorrentes do represamento têm sido a preocupação de vários autores. (CARVALHO; SILVA, 1999; CARVALHO et al., 1998; DIAS; GARAVELLO, 1998; BENNEMANN et al., 1995; BENNEMANN et al., 2000; SHIBATTA et al., 2002; ORSI et al., 2002, ORSI et al., 2004; BRUSCHI 2005; MARCUCCI et al. 2005, ORSI, 2005). Dentre os impactos significativos estão as espécies introduzidas e que se tornam invasoras. Pois modificam características na nova comunidade, geralmente associada á exclusão de espécies nativas, tanto por competição como por predação (BRITTON & ORSI, 2012). Este processo traz como consequência o fenômeno chamado homogeneização biótica, que se refere ao incremento da similaridade entre biotas causando a substituição de espécies nativas por não nativas (MACK et al., 2000). Dessa forma o levantamento da ictiofauna de uma bacia hidrográfica, ou mesmo em um pequeno rio, é de extrema importância para a identificação das espécies ali existentes ainda mais quando realizado em um longo período. Devido a destruição dos ambientes naturais por meio do avanço antrópico, perde-se muito das informações ictiológicas originais, bem como se eleva a possibilidade de extinção de espécies, as quais podem apresentar distribuição restrita a alguns ambientes distintos, sem mesmo terem sido catalogadas ou estudadas (AGOSTINHO et al., 1992). Neste contexto o objetivo central foi avaliar a ocorrência de variações qualitativas e quantitativas ao longo de uma distribuição temporal da assembleia de peixes na porção final do Rio Tibagi. São raros os estudos no Brasil que levam em consideração uma grande amplitude de tempo na avaliação da ictiofauna. Neste contexto torna-se imprescindível os conhecimentos dos fatores que podem contribuir para alteração ou não dessa comunidade que é influenciada por ações antropicas, principalmente por introdução de espécies.

9 8 2 METODOLOGIA O trabalho foi realizado na região do baixo rio Tibagi com influência da represa Capivara e onde situa-se o trecho de Sertanópolis, destacando- se na bacia do rio Tibagi por ser uma área de características semi-lóticas. Essa região tem como limite, a montante, o município de Londrina, e a jusante, o município de Primeiro de Maio, foz do rio Tibagi (Figura 1). Nesse trecho, o Tibagi possui uma extensão de aproximadamente 65 km, com profundidade de até 30 m. Apresenta alto grau de degradação ambiental, o qual é mais acentuado na sua porção final, onde as águas estão eutrofizadas e as margens totalmente desprovidas de mata ciliar (UEL, 1991). Figura 1 - Mapa de Bacias Hidrográficas amostrando a Área de estudo Fonte: Shibatta (2002, p. 7)

10 9 3 AMOSTRAGEM GERAL DA AREA DE ESTUDO A base de dados foi obtida a partir de compilação dos resultados de Oliveira e Bennemann (2005) e Orsi (2010). No levantamento foi considerado o período de 1990 a 2010, o qual foi dividido em seis etapas, conforme os projetos de estudos neste trecho, sendo: Primeira Etapa (1990/1991), Segunda Etapa (1992/1993), Terceira Etapa (1994/1995), Quarta Etapa (2001/2002), Quinta Etapa (2002/2003), Sexta Etapa (2009/2010). O esforço de captura para a obtenção dos espécimes foi realizado através de rede de espera abrangendo de m2 de área de rede até a m2 de área de rede na ultima etapa. Para aumentar o esforço amostral e eliminar o efeito da seletividade dos aparatos de capturas a equipe de estudo utilizou também de arrastões, tarrafas, covos e peneiras. Os peixes coletados foram fixados com formol 10%. Aqueles utilizados posteriormente como material taxonômico foram transferidos para álcool 70%, identificados pelo Dr. Oscar Akio Shibatta (curador) e depositados no Museu de Zoologia da Universidade Estadual de Londrina (MZUEL), onde permanecem como material-testemunho. Todas as análises de diversidade, dominância, equitabilidade e similaridade foram realizadas com o auxílio do programa Past 1.28 (HAMMER et al. 2004). A variância dos valores resultantes do índice de diversidade foi analisada através do teste t, segundo Magurran (1988), na identificação da real diferença entre as etapas do estudo.

11 10 4 RESULTADO E DISCUSSÃO Ao longo do período de estudo de 1990 a 2010 abrangendo seis etapas de amostragem, realizadas pela Equipe de Ictiologia da Universidade Estadual de Londrina (UEL) foram registradas ao todo 68 espécies de peixes no trecho denominado Sertanópolis. Isso pode ser observado na Tabela 1, o número de espécies coletado em cada etapa e a sua abundancia numérica. Tabela 1 - Espécies amostradas e número de indivíduos capturados por etapas no período de 1990 a Nome das Espécies Número Absoluto Total Espécie Primeira Etapa Segunda Etapa Terceira Etapa Quarta Etapa Quinta Etapa Sexta Etapa Acestrorhynchuslacustris Ageneiosusvalenciennesi Apareiodonaffinis Apareiodonpiracibae Aphyocharaxanisitsi Apteronotusalbifrons Apteronotus brasiliensis Astronotuscrassipinis Astyanaxaltiparanae Astyanaxfasciatus Bryconorbygnianus Bryconamericusiheringii Calichthyscalichthys Characidium zebra Cichlamonoculus Cichlasomaparanensis Crenicichlabritski Crenicichlaniederleinii Cyphocaharaxmodestus Cyphocharaxnagelli Eigenmaniavirescens Galeocharaxknerii Gymnotuscf. carapo Hemigrammusmarginatus Hopliasmalabaricus Hoplosternumlitoralle Hyphessobryconeques Hypostomusancistroides Hypostomusmyersi Hypostomussp Hypostomussp Iheringichthyslabrosus Leporellusvittatus Leporinuselongatus Leporinusfriderici Leporinusobtusidens Leporinusoctofasciatus Pterigoplychytysambrosetti Loricarichthysplatymetopon Metynnismaculatus

12 11 Moenkhausia intermedia Myleus tiete Oreochromisniloticus Piabinaargentea Piaractusmesopotamicus Pimelodellaavanhandavae Pimelodellameecki Pimelodus cf. heraldoi Pimelodusmaculatus Pirinampuspinirampu Plagioscionsquamosissimus Porothergusellisi Prochiloduslineatus Pseudopimelodusroosevelti Pseudoplastystomacorruscans Rhinelepisaspera Rhinodorasdorbignyi Salminus brasiliensis Schizodonintermedius Schizodonaltoparanae Schizodoncf.borelli Schizodonnasutus Serrapinnusnotomelas Serrasalmusmaculatus Steidachnerinainsculpta Sternopygusmacrurus Tatianeivai Triportheusangulatus Fonte: das autoras (2012) A captura de peixes em números absolutos totalizou indivíduos, distribuídos em Quatro Ordens, 52% Characiformes, 29% Siluriformes, 9% Gymnotiformes e 10% Perciformes, demostradas no Gráfico 1. Das espécies coletadas, Acestrorhynchus lacustris, Astyanax altiparanae, Moenkhausia intermedia, Pimelodus maculatus, Plagioscion squamosissimus, Schizodon intermedius e Steindachnerina insculpta corresponderam a 60,96% das capturas, entre elas destacando-se Plagioscion squamosissimus a partir da Segunda etapa e Moenkhausia intermédia entre todas as etapas, que juntas alcançaram os maiores valores em número de capturas 23,61% dos indivíduos coletados.

13 12 Gráfico 1 - Distribuição porcentual das ordens observadas durante o período de estudo de 1990 a Fonte: das autoras (2012) A presença ou ausência de uma ou mais espécies em determinados ambientes não depende somente das condições específicas de um habitat particular, mas também da disponibilidade de outras áreas apropriadas para alimentação, reprodução e refúgios adjacentes a esse habitat (LOWE-MCCONELL 1999). Denota-se que a espécie Moenkhausia intermedia foi uma das mais importantes, pois obteve 13,8% dos espécimes capturadas em todo o período de estudo. Destaca-se por ser uma espécie de base trófica e conseguiu manter-se nesse ambiente ao longo do tempo (CASIMIRO et al., 2011). Ela obteve seus maiores valores na Segunda e Terceira Etapa e decréscimos de valores nas etapas seguintes conforme a Tabela 1. Dentre as espécies nativas ocorrentes na área de estudo destaca-se de forma decrescente, Astyanax altiparanae (11,60%), Pimelodus maculatus (6,72%), Schizodon intermedius (6,62%), Acestrohynchus lacustris (6,48%), Steindachnerina insculpta (5,93%) e Pirinampus piniampu (1,24%), essas espécies foram constantes ao longo da avaliação e mantiveram um número significativo ao decorrer dos anos (Tabela 1). Segundo Lowe-Mcconell (1999) as espécies constantes em todas as

14 13 coletas fazem parte da comunidade aquática ali presente. A exemplo disso foi o estudo realizado por Shibatta et al. (2002), Hoffmann et al.(2005) e Orsi (2010) para o mesma área. A constância de captura verificada por ORSI (2010) nos permite dizer que Astyanax altiparanae está amplamente distribuída na região do médio rio Paranapanema (Baixo Rio Tibagi) e assim, caracterizada como uma espécie residente. Apresentou uma abundância e distribuição significativa obtendo 11,6% dos indivíduos capturados, o que provavelmente ressalta a importância dessa espécie para o sistema ecológico em questão (SHIBATTA et al., 2002). Por outro lado, ocorreram espécies como, Apteronotus brasiliensis, Brycon orbygnianus, Myleus tiete, Rhinelepis aspera, Rhinodoras dorbignyi, Schizodon altoparanae e Salminus brasiliensis são espécies nativas, mas, que foram pouco amostradas e consideradas raras, além de estarem ameaçadas ou praticamente em extinção na Bacia Hidrográfica, como exemplo B. orbygnianus e M. tiete. Espécies como, Schizodon altoparanae e Salminus brasiliensis, são espécies nativas migradoras de médio a grande porte e que foram raras em todas as etapas. Segundo Agostinho et al. (1999), a consequência de uma série de barragens nos principais tributários do alto rio Paraná tem sido a ausência de grandes migradoras, demonstrando assim a importância da retenção de características originais do ambiente lótico, pode ter sido o caso da ocorrência de somente 0,07% dos indivíduos encontrados durante todo o período de estudo (Tabela 1). Outro fato importante observado foi a presença de espécies introduzidas e exóticas invasoras,totalizando 22,25% das 10 espécies capturadas em todo o período de estudo Astronotus crassipinis, Cichla monoculus, Hoplosternum litoralle, Hyphessobrycon eques, Oreocromis niloticus, Plagoscion squamosissimus, Pterigoplychytys ambrosetti, Loricarichthys platymetopon, Schizodon cf. borellie e Triportheus angulatus). A espécie que mais se destacou foi Plagioscion squamosissimus apresentando 9,81%,esta espécie é nativa da bacia Amazônica a qual foi recentemente introduzida na região média da bacia do rio Paranapanema. Nesta bacia ela foi coletada pela primeira vez no ano de 1992, no trecho Sertanópolis do rio Tibagi,cujas características ambientais são influenciadas pelo reservatório formado no rio Paranapanema pela UHE Escola de Engenharia Mackenzie, conhecido comumente como represa Capivara (BENNEMANN et al.,

15 ). Desde então, a espécie ocupa lugar de destaque entre as de maior abundância em número de exemplares, como pode ser observado na Tabela 1. Esta espécie foi introduzida na área de estudo no período de (segunda etapa) e na terceira etapa obteve 317 espécimes capturados, apresentando um comportamento típico de espécie invasora, onde se estabelece e após atinge condições de dispersão (CASIMIRO et al., 2010). Como já observado no estudo de Bennemann e Shibatta (2002), no trecho da Bacia do rio Tibagi, cerca de cinco espécies piscívoras nativas, e principalmente a espécie introduzida Plagioscion squamosissimus utilizam Astyanax altiparanae como uma de suas principais fontes de alimento. Os estudos de HAHN et al. (1997) corroboram a essa questão, verificando que Astyanax altiparanae foi uma das espécies mais predadas por peixes piscívoros, na planície de inundação do rio Paraná.Portanto estes resultados nos dão condições de destacar mais uma vez a importância de se preservar a diversidade original da Bacia, considerando futuros planos de manejo e monitoramento dos referidos reservatórios. A não observância dessa questão relacionada a espécies exóticas invasoras e aquelas com potencial para tal, pode-se considerar o comprometimento de diversas ações, como por exemplo a de repovoamentos, pois a comunidade encontra-se alterada ou em vias desse processo, afetando até a reprodução e ou manutenção de populações viáveis, como já observado por Pelicice e Agostinho (2008) e Orsi (2010) em reservatórios do rio Paranapanema. A partir da avaliação do dendrograma, pode-se observar dois grupos distintos formados através de uma similaridadede de aproximadamente 57% conforme Figura 2, porém com a formação de subgrupos distintos, ocorrendo um agrupamento entre a primeira e segunda etapa em seguida a terceira e outro grupo da quarta e quinta, para uma separação maior na sexta etapa, a mais distinta no período avaliado.

16 Similarity Sexta_Etapa Quarta_Etapa Quinta_Etapa Terceira_Etapa Segunda_Etapa Primeira_Etapa 15 0,95 0,9 0,85 0,8 0,75 0,7 0,65 0,6 0,55 Figura 2 - Dendrograma de similaridade pelo índice de Bray-Curtis da diversidade de peixes aplicada entre as Seis Etapas do estudo. Fonte: das autoras (2012) Quando observamos o índice de diversidade de Shannon-Wiener (H ) amostrado na Tabela 2, obtido para cada etapa, foi possível perceber que a quarta etapa apresentou um alto índice de diversidade, enquanto a primeira apresentou o menor índice. A maior equitabilidade foi observada também na quarta etapa, ou seja, houve uma semelhança na abundância das espécies, sendo os indivíduos mais igualmente distribuídos. Na terceira etapa foi verificado o menor valor de equitabilidade, o que é resultado de sua distribuição menos uniforme, com as poucas espécies dominantes com um número grande de indivíduos, podendo indicar

17 16 um desequilíbrio na composição. Tabela 2 - Índices de diversidade de Shannon-Wiener (H ) obtidos dos peixes capturados em todas as etapas de coleta, com suas respectivas equitabilidades (E), Dominância (D) e o número de indivíduos por etapa. Primeira Etapa Segunda Etapa Terceira Etapa Quarta Etapa Quinta Etapa Sexta Etapa Diversidade 2,378 2,562 2,581 2,94 2,73 2,785 (Shannon H ) Equitabilidade (J) 0,7216 0,746 0,7148 0,7917 0,735 0,7452 Dominância (D) 0,1367 0,1034 0,1213 0, ,1026 0,1017 Indivíduos Fonte: das autoras (2012) Quando comparamos as etapas (1, 2, 3, 4, 5 e 6) de cada período, foi possível observar que houveram diferenças pronunciadas (p<0,05), demonstrado na Tabela 3. A partir da análise do teste t, denota-se que a primeira e sexta etapa tiveram valores significativamente distintos. Sendo que as espécies nativas predominavam na primeira e segunda etapa e após a terceira até a sexta houve um aumento das espécies não nativas o que pode ter influenciado a estabilidade da assembleia de peixes. Tabela 3 - Valores de t e P da comparação das variâncias dos índices de diversidade de Shannon-Wiener entre as seis etapas do estudo (*indica diferenças significativas). Etapas T P Primeira x Segunda -4,1116 4,2563E-05* Primeira x Terceira -4,269 2,124E-05 Primeira x Quarta -3,4683 5,5448E-04 Primeira x Quinta -5,4924 4,7396E-08* Primeira x Sexta -7,5926 5,6957E-14* Fonte: das autoras (2012) Quanto à composição avaliada pelo método de Curva de Importância, as diferenças também foram significativas, e houve uma alternância das espécies na composição de todas as etapas (Gráficos 2 a 7), demonstrando a classificação decrescente em importância entre as espécies para cada etapa, a partir dos valores do número absoluto transformada em LogN +1 (Tabela 4). As espécies nativas de modo geral tiveram uma classificação satisfatória em ambos as etapas, porém as exóticas invasoras como P. squamosissimus e L. platymetopon tiveram valores elevados no ranking nas ultimas etapas (Tabela 4), o

18 17 que demanda preocupação quanto à manutenção dessa comunidade. A outra questão importante observada nesta análise foram as espécies migradoras e de grande porte, pois, tiveram uma colocação pouco significante e até nula no ranking de classificação, como o caso de L. elongatus, P. pirinampu e P. lineatus. Tal fato destaca ainda a mais a questão da manutenção de populações viáveis de espécies migradoras e as de grande porte nesses sistemas. Já por outro lado, as espécies basais e de pequeno porte foram representativas na classificação (Tabela 4). Na primeira e segunda etapa, A. altiparanae foi a espécie mais representativa junto a espécie M. intermédia com valores expressivos, mas ocorrendo um decréscimo no ranking nas demais etapas (Tabela 4). As espécies A. lacustris e S. insculpta apresentaram uma ocorrência significativa em todas as etapas, podendo ser explicado pelo comportamento de espécies lacustris, ou seja, que conseguem se estabelecer com sucesso em ambientes represados. A seguir os gráficos de curva de Importância da primeira, segunda, terceira, quarta, quinta e sexta etapa da área de estudo no período de 1990 a E os valores da correlação de Pearson indicado nos gráficos: Gráfico 2 Classificação das espécies da primeira Etapa Fonte: das autoras (2012)

19 18 Gráfico 3 Classificação das espécies da segunda etapa Fonte: das autoras (2012) Gráfico 4 Classificação das espécies da Terceira etapa Fonte: das autoras (2012)

20 19 Gráfico 5 Classificação das espécies da quarta etapa Fonte: das autoras (2012) Gráfico 6 Classificação das espécies da quinta etapa Fonte: das autoras (2012)

21 20 Gráfico 7 Classificação das espécies da sexta etapa Fonte: das autoras (2012) Tabela 4 - Classificação das espécies pelo método de curva de importância (Plot Whittaker) por etapas no período de 1990 a Classificação Primeira Etapa Log Log Segunda Etapa N+1 N+1 1 Astyanax altiparanae Garutti & 6,18 Astyanax altiparanae Garutti & Britski, 6,89 Britski, Schizodon intermedius Garavello & 5,58 Schizodon intermedius Garavello & 6,74 Britski, 1990 Britski, Acestrorhynchus lacustris (Lütken, 5,36 Moenkhausia intermedia Eigenmann, 6, ) Steindachnerina insculpta 5,30 Acestrorhynchus lacustris (Lütken, 6,53 (Fernández-Yépez, 1948) 1875) 5 Moenkhausia intermedia 4,74 Pimelodus maculatus Lacépède, ,10 Eigenmann, Serrasalmus maculatus Kner, ,47 Steindachnerina insculpta (Fernández- 5,99 Yépez, 1948) 7 Pimelodus maculatus Lacépède, 4,37 Plagioscion squamosissimus (Heckel, 5, ) 8 Hoplias malabaricus (Bloch, 1794) 4,26 Serrasalmus maculatus Kner, ,54 9 Schizodon nasutus Kner, ,94 Leporinus elongatus Valenciennes, 5, Leporinus obtusidens 3,71 Metynnis maculatus (Kner, 1860) 4,78 (Valenciennes, 1836) 11 Leporinus elongatus Valenciennes, 3,40 Iheringichthys labrosus (Lütken, 1874) 4, Leporinus friderici (Bloch, 1794) 3,20 Schizodon nasutus Kner, ,58 13 Pinirampus pirinampu (Spix & 3,08 Leporinus obtusidens (Valenciennes, 4,56 Agassix, 1829) 1836) 14 Apteronotus brasiliensis (Reinhardt, 2,39 Hoplias malabaricus (Bloch, 1794) 4, ) 15 Cyphocharax modestus (Fernández- Yépez, 1948) 2,39 Triportheus angulatus Spix & Agassiz, ,30

22 21 16 Eigenmannia virescens 2,39 Pinirampus pirinampu (Spix & Agassix, 4,04 (Valenciennes, 1842) 1829) 17 Hypostomus ancistroides (Ihering, 2,10 Leporinus friderici (Bloch, 1794) 3, ) 18 Iheringichthys labrosus (Lütken, 2,10 Apteronotus brasiliensis (Reinhardt, 3, ) 1852) 19 Metynnis maculatus (Kner, 1860) 2,10 Eigenmannia virescens (Valenciennes, 3, ) 20 Leporinus octofasciatus Steindachner, ,69 Hypostomus ancistroides (Ihering, 1911) 3,20 Classificação Terceira Etapa Log N+1 Quarta Etapa Log N+1 1 Moenkhausia intermedia Eigenmann, 7,24 Plagioscion squamosissimus (Heckel, 6, ) 2 Plagioscion squamosissimus 6,76 Loricariichthys platymetopon Isbrücker 6,00 (Heckel, 1840) & Nijssen, Pimelodus maculatus Lacépède, 6,50 Moenkhausia intermedia Eigenmann, 5, Iheringichthys labrosus (Lütken, 5,72 Metynnis maculatus (Kner, 1860) 5, ) 5 Steindachnerina insculpta 5,54 Triportheus angulatus Spix & Agassiz, 5,04 (Fernández-Yépez, 1948) Astyanax altiparanae Garutti & 5,51 Hyphessobrycon eques (Steindachner, 4,99 Britski, ) 7 Leporinus friderici (Bloch, 1794) 5,20 Acestrorhynchus lacustris (Lütken, 4, ) 8 Acestrorhynchus lacustris (Lütken, 5,17 Steindachnerina insculpta (Fernández- 4, ) Yépez, 1948) 9 Leporinus elongatus Valenciennes, 5,16 Serrasalmus maculatus Kner, , Pinirampus pirinampu (Spix & 5,01 Hoplias malabaricus (Bloch, 1794) 4,37 Agassix, 1829) 11 Apareiodon affinis (Steindachner, 4,99 Pimelodus maculatus Lacépède, , ) 12 Triportheus angulatus Spix & 4,99 Hypostomus ancistroides (Ihering, 4,14 Agassiz, ) 13 Schizodon intermedius Garavello & 4,85 Hemigrammus marginatus Ellis, ,09 Britski, Prochilodus lineatus (Valenciennes, 4,76 Astyanax altiparanae Garutti & Britski, 4, ) Rhinodoras dorbignyi (Kroyer, 1855) 4,50 Schizodon intermedius Garavello & 4,04 Britski, Leporinus obtusidens (Valenciennes, 4,37 Iheringichthys labrosus (Lütken, 1874) 4, ) 17 Serrasalmus maculatus Kner, ,04 Schizodon nasutus Kner, ,48 18 Hoplias malabaricus (Bloch, 1794) 3,89 Leporinus friderici (Bloch, 1794) 3,40 19 Crenicichla britskii Kullander, ,48 Tatia neivai (Ihering, 1930) 3,40 20 Schizodon nasutus Kner, ,48 Cichlasoma paranaense Kullander, ,30 Classificação Quinta Etapa Log N+1 Sexta Etapa Log N+1 1 Loricarichthys platymetopon 5,91 Hyphessobrycon eques (Steindachner, 6,62 (Isbrücker & Nijssen, ) 2 Plagioscion squamosissimus 5,80 Astyanax altiparanae Garutti & Britski, 6,46 (Heckel, 1840) Moenkhausia intermedia Eigenmann, 5,30 Loricarichthys platymetopon (Isbrücker 5, & Nijssen, Steindachnerina insculpta 5,04 Astronotus crassipinis (Heckel, 1840) 5,28 (Fernández-Yépez, 1948) 5 Iheringichthys labrosus (Lütken, 1874) 4,99 Apareiodon affinis (Steindachner, 1879) 5,17

23 22 6 Acestrorhynchus lacustris (Lütken, 4,50 Apareiodon piracicabae (Eigenmann, 5, ) 1907) 7 Schizodon intermedius Garavello & 4,09 Moenkhausia intermedia Eigenmann, 5,11 Britski, Pimelodella meeki Eigenmann, ,04 Serrapinnus notomelas (Eigenmann, 5, ) 9 Leporinus friderici (Bloch, 1794) 3,94 Plagioscion squamosissimus (Heckel, 4, ) 10 Schizodon nasutus Kner, ,83 Steindachnerina insculpta (Fernández- 4,78 Yépez, 1948) 11 Pimelodus maculatus Lacépède, 3,77 Gymnotus carapo Linnaeus, , Astyanax altiparanae Garutti & 3,56 Pimelodus maculatus Lacépède, ,58 Britski, Apareiodon piracicabae (Eigenmann, 3,40 Acestrorhynchus lacustris (Lütken, 4, ) 1875) 14 Porotergus ellisi Alonso de Arámbu, 3,40 Hoplias malabaricus (Bloch, 1794) 4, Metynnis maculatus (Kner, 1860) 3,30 Iheringichthys labrosus (Lütken, 1874) 3,89 16 Crenicichla britskii Kullander, ,08 Piabina argentea Reinhardt, ,77 17 Hoplosternum littorale (Hancock, 3,08 Pterygoplichthys ambrosettii (Holmberg, 3, ) 1893) 18 Rhinodoras dorbignyi (Kroyer, 1855) 3,08 Schizodon intermedius Garavello & 3,48 Britski, Hyphessobrycon eques 2,79 Schizodon cf. borellii (Boulenger, 1900) 3,40 (Steindachner, 1882) 20 Hypostomus ancistroides (Ihering, 1911) 2,79 Leporinus friderici (Bloch, 1794) 3,30 Fonte: das autoras (2012) Considerando todo o período de estudo de quase 20 anos pode-se observar que a estrutura das populações apresentou diferenças significativas entre as etapas analisadas. O numero de indivíduos capturados na segunda etapa foi o mais abundante totalizando 2.112, com um esforço amostral de 1000m 2. A partir da terceira etapa o esforço aumentou para 3000m 2, onde consequentemente deveria ter um aumento do numero dos espécimes ao longo do tempo, porem na ultima etapa obteve somente indivíduos sendo um valor pouco expressivo comparado ao inicio do estudo (Gráfico 8 e Gráfico 9). Pode-se ainda comprovar que as espécies introduzidas ganharam uma significância conforme o estudo descrito acima, onde estas se estabeleceram podendo assim ocasionar impactos a ictiofauna local e até a extinção das espécies nativas tanto por competição como predação (Gráfico 8 e Gráfico 9). Uma das hipóteses seria que estas invasoras possuem atributos que lhes conferem alguma vantagem competitiva sobre as espécies nativas modificando as características originais da comunidade. Este processo traz como consequência a homogeneização biótica, que se refere ao incremento da similaridade entre as biotas (MACK et al., 2000). Outro fator importante a ser considerado é que as espécies não nativas, uma

24 23 vez estabelecidas em ambiente aquático, se tornam permanentes e sua erradicação pouco provável (PÉREZ et al, 1998), além dos riscos de impactos (BRITTON & ORSI, 2012). Gráfico 8 - Número absoluto de espécies Nativas e não Nativas distribuídas por etapas no período de 1990 a Fonte: das autoras (2012) Gráfico 9 - Número de espécies Nativas e não Nativas distribuídas por etapas no período de 1990 a Fonte: das autoras (2012)

25 24 5 CONCLUSÃO Apesar do numero de espécies terem sido significativo durante todo o estudo, pode-se concluir que houve uma mudança na comunidade ictiofaunistica local, sendo um dos principais motivos a introdução de espécies não nativas, pois podem modular e homogeneizar a comunidade pelas interações provocadas. Estes resultados demonstraram mais uma vez a importância de conservar a diversidade original da Bacia, pois, uma vez estabelecida a espécie introduzida, torna-se irreversível o controle do impacto causado sobre a fauna aquática. As ações que visam reduzir os riscos de introduções de espécie nos ambientes aquáticos continentais são complexas, carecem de um concreto envolvimento de diferentes segmentos da sociedade. É indispensável também uma integração mais afinada entre os órgãos públicos e os de controle ambiental, tanto nos níveis federais e estaduais como nos municipais. Este trabalho possui um importante papel, pois a formação de conhecimento científico, servirá como base para implementação de ações concretas para a formulação de planos de manejo e conservação do meio ambiente para evitar futuros problemas a este sistema.

26 25 REFERÊNCIAS AGOSTINHO, A.A. Considerações sobre a atuação do setor elétrico na preservação da fauna aquática e dos recursos pesqueiros. In: SEMINÁRIO SOBRE FAUNA AQUÁTICA E O SETOR ELÉTRICO BRASILEIRO. Rio de Janeiro: Comasa/Eletrobrás. Estudos e Levantamentos, caderno 4, 1994, v. 1, p AGOSTINHO, A.A. Manejo de recursos pesqueiros em reservatórios. In: A.A AGOSTINHO& E. BENEDITO-CECÍLIO. Situação atual e perspectivas da ictiologia no Brasil. Maringá: Eduem, p ARAÚJO, F. G.. Adaptação do índice de integridade biótica usando a comunidade de peixes para o rio Paraíba do Sul. Revista Brasileira de Biologia. 1998, 58(4): BENNEMANN, S.T.; A.T. SILVA-SOUZA; G.A.R. RODRIGUES. Composiciónictiofaunistica em cinco localidades de lacuencadel rio Tibagi, PR - Brasil. Interciencia, Caracas, 1995, 20 (1): BENNEMANN, S.T.; O.A. SHIBATTA; J.C. GARAVELLO Peixes do rio Tibagi: uma abordagem ecológica. Londrina: Eduel. 64p. BRITSKI, H.A. Seminário sobre a fauna aquática e o setor elétrico. Caderno 1. Fundamentos. Foz do Iguaçu: Comase/Eletrobras, BRITTON R.J.; ORSI, M. L. Non-native fish in aquaculture and sport fishing in Brazil: economic benefits versus risks to fish diversity in the upper River Parana Basin. Rev Fish Biol Fisheries, 2012, 1:11. BRUSCHI, F.L.F. Crescimento e mortalidade de Leporinusfriderici (Bloch, 1794), Leporinuselongatus Valenciennes, 1850 e SchizodonnasutusKner, 1858 (Ostariophysi, Anostomidae) na represa Capivara (UHE Escola de Engenharia Mackenzie), rio Paranapanema Dissertação (Mestrado), Universidade Estadual de Londrina, Londrina. 52p. CARVALHO E.D.; MARCUS, L. R.; FORESTI, F.; SILVA, V. F.B. Fish assemblage attributes in a small oxbow lake (Upper Paraná River Basin, São Paulo State, Brazil): species composition, diversity and ontogenetic stage. Acta LimnologicaBrasiliensia, Brasília, 2005, 17 (1): CARVALHO, E.; FUJIHARA, C.Y.; HENRY, R. Study on the icthyofauna of the Jurumirim reservoir (Paranapanemariver, São Paulo State, Brasil): fish production and dominant species in three sites. VereinigungLimnologieGermany, Bönn, 1998, 26: CASIMIRO A.C.R.; GARCIA D.A.Z.; ALMEIDA F. S.; ORSI M.L. Reproductive Aspects of Moenkhausia intermedia Eigenmann, 1908 (Pisces, Characidae) in the Upper Paraná River Basin, Brazil. ISRN Zoology, 2011, Article ID , 8 pages.

27 26 CASIMIRO, A.C.R.; ASHIKAGA, F.Y.; KURCHEVSKI, G.; ALMEIDA, F.S. & ORSI, M.L. Os impactos das introduções de espécies exóticas em sistemas aquáticos continentais. Boletim da Sociedade Brasileira de Limnologia. n. 38 (1) DIAS, J.H.P. & J.C. GARAVELLO. Ecological studies on the fish community of Salto Grande reservoir, Paranapanema river basin, São Paulo, Brazil.Verhandlungen International Vereinigung Limnology, Stuttgart, 1998, 26: ESPÍNDOLA, E.L.G. et al. Organismos aquáticos, p In: D. Marçal& D.A.S. Oliveira. (Orgs.). Fragmentação de ecossistemas: causas, efeitos sobre a biodiversidade e recomendações de políticas públicas. Brasília: Ministério do Meio Ambiente. Koogan, 2003, 385p. HAHN, N. S.; AGOSTINHO, A. A.; GOITEIN, R.. Feeding ecology of curvinaplagioscionsquamosissimus (Heckel,1840) (Osteichthyes, Perciformes) in the Itaipu reservoir and Porto Rico floodplain. Acta LimnologicaBrasiliensia. 1997, 9: HAMMER, O.; HARPER, D.A.; RYAN, P.D.. PAST Paleontolological Statistics ver Disponível em: < em:16 mar HOFFMANN, A.C., ORSI, M.L.; SHIBATTA, O.A. Diversidade de peixes do reservatório da UHE Escola Engenharia Mackenzie (Capivara), rio Paranapanema, bacia do alto rio Paraná, Brasil, e a importância dos grandes tributários na sua manutenção. IheringiaSér. Zool. 2005, 95(3): KARR, J. R.. Assessment of biotic integrity using fish communities. Fisheries, 1981, 6: LOLIS, A. A.; ANDRIAN, I. F.. Alimentação de Pimelodus maculatus Lacépède, 1803 (Siluriformes, Pimelodidae), na planície de inundação do alto rio Paraná, Brasil. Boletim do Instituto de Pesca. 1996, 23: p LOWE-MCCONNELL, R. Estudos ecológicos de comunidades de peixes tropicais. São Paulo: EDUSP, 1999, 534p. LOWE-MCCONNELL, R. H. Estudos ecológicos de comunidades de peixes tropicais. São Paulo: EDUSP, 1996, 535p. MACK R.N.; SIMBERLOFF, D.; LONSDALE, W.M.; EVANS H.; CLOUT, M.; BAZZAZ F.A.. Issues in Ecology. Biotic invasions: causes, epidemiology, global consequences, and control. Ecological Applications 10, 2000, (3): MACK R.N.; SIMBERLOFF, D.; LONSDALE, W.M.; EVANS H.; CLOUT, M.; BAZZAZ F.A.. Issues in Ecology. Biotic invasions: causes, epidemiology, global consequences, and control. Ecological Applications 10, 2000, (3): MAGURRAN, A.E. Ecological Diversity and Its Measurement. MAGURRAN, A.E., eds, 1988, 177 p.

28 27 MARCUCCI, K.M.I.; ORSI, M.L.; SHIBATTA, O.A. Estratégia reprodutiva e a ocupação de Loricariichthysplatymetopon (Siluriformes, Loricariidae) na área de influência da represa Capivara, médio rio Paranapanema. Porto Alegre: Iheringia, Série Zoologia, 2005, 95(2): MEDRI, M.E. Estudos sobre tolerância ao alagamento em espécies arbóreas nativas da bacia do rio Tibagi. In: MEDRI, M.E. et al. A bacia do rio Tibagi. Londrina: cap.10, p , OLIVEIRA, D.C.; BENNEMANN, S.T. Ictiofauna, recursos alimentares e relações com as interferências antrópicas em um riacho urbano no sul do Brasil BiotaNeotropica. Disponível em: < ORSI, M. L. Estratégias reprodutivas de peixes: Estratégias reprodutivas de peixes da região média baixa do Rio Paranapanema, reservatório de Capivara. São Paulo: Blucher, 2010, 116p. ORSI, M. L.. Caracterização das estratégias reprodutivas na assembléia de peixes do reservatório de capivara, rio paranapanema, região sudeste, brasil Tese (Doutorado). Universidade Estadual Paulista. 134p. ORSI, M.L.; E.D. CARVALHO; F. FORESTI. Biologia populacional de Astyanaxaltiparanae Garutti & Britski (Teleostei, Characidae) do médio rio Paranapanema, Paraná, Brasil. Revista Brasileira de Zoologia, Curtitiba, 2004, 21 (2): 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.; BIANCHINI, E.; SHIBATTA, O.A.; PIMENTA, J.A. (Eds.). A bacia do rio Tibagi. Londrina, p PELICICE, F.M. & AGOSTINHO, A.A., Fish passage facilities as ecological traps in large Neotropical Rivers. Conservation Biology. vol. 22, no. 1, p PEREZ, J. A. A.; PEZZUTO, P. R... Valuable shellfish species in the by-catch of shrimp fishery in southern Brazil: spatial and temporal patterns. J. Shellfish Res., 1998, 17(1): RICKLEFS, R.E. Economia da natureza. 3.ed. Rio de Janeiro: Guanabara, SABINO, J.; PRADO, P. I. K. L. Vertebrados. In: LEWINSOHN, T. Síntese do conhecimento da biodiversidade brasileira. Vol. I e II. Brasília: Ministério do Meio Ambiente, 2005, ISBN SHIBATTA, O. A.; BENNEMANN, S. T.; MORI, H.; SILVA, D. F Riqueza biológica e ecológica de peixes do ribeirão Varanal. In: BENNEMANN, S. T.; SHIBATTA, O. A.; VIEIRA, A. O. S. A flora e a fauna do Ribeirão Varanal: um estudo sobre a Biodiversidade no Paraná. 1. ed. Londrina: Universidade Estadual de Londrina, p

29 28 SHIBATTA, O.A.; M.L.; BENNEMANN, H.; MORI; D.F. Riqueza biológica dos peixes do Ribeirão do Varanal. Londrina: EDUEL, p.79, SHIBATTA, O.A.; ORSI, M.L.; BENNEMANN, S.T.; SILVA-SOUZA, Â.T. Diversidade e distribuição de peixes na bacia do rio Tibagi. In: M.E. MEDRI; E. BIANCHINI; O.A. SHIBATTA & J.A.PIMENTA (Eds). A bacia do rio Tibagi. Londrina, M.E. Medri, p. p SMITH, W. S.; BARRELA, W.; CETRA, M. Comunidade de peixes como indicadora de poluição ambiental. Revista Brasileira de Ecologia, (1): SOUZA, M. R. F. Observações sobre o espectro alimentar de PimelodusmaculatusLacépède, 1803 (Osteichthyes, Siluriformes, Pimelodidae) da represa de Três Marias, MG. Anais da Associação Mineira de Aqüicultura, : 12. TORRENGO, M. P.; BRENNER, R. R.. Influence of environmental temperature on the fatty acid desaturation and elongation activity of fish (Pimelodusmaculatus) liver microsomes. BiochimicaetBiophysicaActa, Lipids and Lipid Metabolism, 1976, 424: