Efeito de metais sobre a comunidade de macroinvertebrados bentônicos em riachos do Sul do Brasil

DOI: 10.4025/actascibiolsci.v30i3.677

Efeito de metais Cobre (Cu) e Zinco (Zn) sobre a comunidade de macroinvertebrados bentônicos em riachos do sul do Brasil 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: [email protected]

RESUMO. O objetivo deste estudo foi avaliar os efeitos de metais (Cu e Zn) sobre a comunidade de macroinverterados bentônicos. Foram amostrados, trimestralmente, entre setembro de 2006 e junho de 2007, organismos e água em oito trechos de riachos de duas bacias hidrográficas influenciadas por urbanização e agricultura. Foram estimados os valores de densidade de organismos, riqueza taxonômica e diversidade de Shannon. Para avaliação dos dados, foram utilizados testes de variância e regressão linear simples. Os resultados demonstraram variabilidade das concentrações dos metais e da macrofauna entre as estações do ano e riachos estudados. O metal Cobre (Cu) apresentou influência apenas sobre a densidade Chironomidae e o metal Zinco (Zn) apresentou efeito sobre a densidade total da macrofauna bentônica e de Chironomidae. Nenhum dos metais apresentou efeitos sobre a riqueza e diversidade de macroinvertebrados. Os resultados indicam potencial bioindicador da comunidade bentônica na avaliação da qualidade integrada do ambiente. Palavras-chave: biomonitoramento, Cobre, qualidade ambiental, Zinco.

ABSTRACT. The effect of metals (Cu and Zn) on the benthic macroinvertebrate community in streams in southern Brazil. The aim of this study was to evaluate the effect of metals (Cu and Zn) on the benthic macroinvertebrate community. The organisms and water were collected quarterly between September 2006 and June 2007, in eight sites in streams of two hydrographic basins, influenced by urbanization and agriculture. The values of organism density, taxonomic richness and the Shannon diversity index were calculated. For data evaluation, tests of variance and simple linear regression were used. The results showed variability in the metal concentration and benthic community among seasons and studied streams. Cu showed influence only on Chironomidae density. Zn demonstrated effect on the benthic community and Chironomidae density. None of the metals presented effect on the macroinvertebrate richness and diversity. The results indicate a bioindicator potential of the benthic community in the evaluation of integral quality of the environment. Key words: biomonitoring, Copper, environmental quality, Zinc.

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 Acta Sci. Biol. Sci.

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 Maringá, v. 30, n. 3, p. 283-289, 2008

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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.

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. Após 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 ± 1,5 m, profundidade média de 0,16 ± 0,04 m e vazão média de 1,07 ± 0,69 m3 s-1 (Tabela 1).

Material e métodos Área de estudo

O estudo foi realizado no município de Erechim, Estado do Rio Grande do Sul (27º37’54” latitude Sul e 52º16’52” longitude Oeste), que se situa a 768 m acima do nível do mar, apresentando clima subtropical e temperatura média anual de 18,7°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).

Figura 1. Localização do município de Erechim, Estado do Rio Grande do Sul, e distribuição dos pontos de coleta nas bacias hidrográficas dos rios Tigre e Campo.

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).

Tabela 1. Caracterização dos riachos localizados nas bacias hidrográficas dos rios Tigre e Campo, Erechim, Estado do Rio Grande do Sul. Características Coord. Geográficas (UTM) Altitude (m) Velocidade de correnteza (m s-1) Vazão (m3 s-1) Substrato predominante Vegetação ribeirinha Atividade observada Erosão nas margens

Acta Sci. Biol. Sci.

1 0382709/ 6941758 636 1,38 1,81 Pedra e folhiço Arbórea Agricultura/urbana Pouca

2 0375463/ 6938433 693 0,20 0,47 Pedra, terra e folhiço

3 0376693/ 6936994 682 0,29 0,71 Pedra e folhiço

Pontos 4 0377256/ 6939672 673 2,85 2,13 Pedra

5 6 7 0379157/ 0380474/ 0381936/ 6933958 6932677 6932915 658 647 633 0,26 0,37 0,24 0,48 1,76 0,73 Pedra Pedra e terra Pedra (inverno) e terra (verão) Rasteira Arbustiva Rasteira Arbustiva Ausente Ausente Agricultura/urbana Agricultura/urbana Urbana Agricultura Agricultura Agricultura Acentuada Pouca Acentuada Moderada Acentuada Acentuada

8 0380628/ 6934444 620 0,58 0,50 Pedra Ausente Agricultura Moderada

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Efeito de metais sobre macroinvertebrados bentônicos 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 µm e área de 0,1 m² (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 (HNO3 1,0 mol L-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

Aos dados biológicos foram estimados os valores de densidade (ind. m-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.

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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 (F3,12 = 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. Tabela 2. Valores médios (± 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 Bacia do rio Campo P V O I P V O I Temperatura (°C) 18,07 22,47 20,48 16,76 19,13 21,10 23,03 14,94 (4,19) (2,58) (1,33) (0,59) (1,54) (1,07) (3,85) (2,25) Condutividade 128,50 72,33 83,57 106,68 75,58 68,37 57,83 56,45 -1 (µS cm ) (129,33) (53,73) (71,33) (115,67) (18,23) (15,12) (12,91) (11,92) pH 7,27 6,65 6,77 6,21 7,67 5,56 7,57 6,44 (0,40) (0,50) (1,37) (0,60) (0,15) (0,81) (0,64) (0,50) OD (mg L-1) 6,84 6,46 6,82 7,80 8,43 6,74 7,92 8,63 (1,39) (1,06) (0,75) (1,21) (0,99) (0,41) (1,03) (0,53) Parâmetros

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 (F3,12 = 18,88, p < 0,0001), enquanto na bacia do rio Campo as concentrações mais elevadas foram no inverno (F3,12 = 451,43, p < 0,00001) (Figura 2). a

b

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 Acta Sci. Biol. Sci.

Figura 2. Concentrações médias de Cobre (a) e Zinco (b) nas bacias hidrográficas dos rios Tigre e Campo (Erechim, Estado do Rio Grande do Sul) nos períodos de primavera, verão, outono e inverno.

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Milesi et al.

Para Zinco (Zn), na bacia do rio Tigre, a variação sazonal deu-se em função das concentrações elevadas na primavera (F3,12 = 20,06, p < 0,0001), enquanto na bacia do rio Campo as concentrações elevadas no outono definiram a variabilidade sazonal (F3,12 = 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). 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 Zinco Primavera Verão Outono Inverno Cobre Primavera Verão Outono Inverno

t

GL

p

6,54 1,79 2,42 2,52

3 3 3 3

0,003 0,08 0,04 0,04

4,51 5,82 2,14 0,10

3 3 3 3

0,01 0,005 0,06 0,45

A densidade média total foi significativamente superior na primavera, seguida do verão, outono e inverno (F3,28 = 6,08, p = 0,002). A densidade média dos organismos durante o período estudado foi de 4.884 ind m-2, e a bacia do rio Tigre apresentou maior densidade em relação à bacia do rio Campo (7.008 ind. m-2 e 2.766 ind. m-2, respectivamente; F1,30 = 3,57; p = 0,06). Apenas na bacia do rio Campo foi observada diferença entre as estações anuais (F3,12 = 5,63; p = 0,01) ocasionada pela alta densidade de organismos na primavera (5565 ind. m-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 (F3,12 = 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-2), quando comparada com a bacia do Campo (483 ind. m-2), pela densidade do ponto 4 (6696 ind. m-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 Acta Sci. Biol. Sci.

(Ephemeroptera) e Hydropsychidae foram as mais abundantes (Tabela 4).

(Trichoptera)

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.

Annelida Hyrudinea Oligochaeta Mollusca Bivalve Gastropoda Plathyelmintes Turbellaria Artropoda Crustacea Aeglidae Hyallelidae Aracnida Acari Aracnidae Insecta Collembola Coleoptera Elmidae Gyrinidae Hidrophillidae Lampyridae Psephenidae Diptera Ceratopogonidae Chironomidae Dolichopodidae Empididae Psychodidae Simullidae Tabanidae Tipulidae Ephemeroptera Baetidae Caenidae Leptohyphidae Leptophlebiidae Hemiptera Belostomatidae Gerridae Naucoridae Lepidoptera Megaloptera Corydalidae Odonata Coenagrionidae Cordulidae Gomphidae Lestidae Libellulidae Plecoptera Gripopterygidae Perlidae Trichoptera Calamoceratidae Glossossomatidae Helycopsychidae Hidrobiosidae Hydropsychidae Hydroptilidae Odontoceridae Philopotamidae Sericostomatidae Riqueza Div. Shannon

Pontos 4 5

6

7

8

0 259

13 0

3 20

0 47

2 2

1 39

88 2

99 433

0 4

10 20

1 16

44 20

2 1

48

7

178

0

28

160

2

5

2 5

5 0

1 0

0 0

6 21

0 0

0 58

3 114

5 1

1 0

21 0

0 0

16 1

51 2

4 0

57 1

73

33

4

0

8

147

0

11

575 2 0 0 23

164 1.984 0 0 0 0 0 0 6 0

0 0 0 0 0

261 0 4 1 13

849 0 0 0 35

118 1 8 0 2

292 0 0 0 28

1

2

3

0 97

0 180

241 25

49 9 84 0 4 8 0 10 1.792 1.888 2.123 26.785 918 3.903 1.633 1.282 0 0 0 0 0 1 0 0 1 10 5 0 7 10 3 5 1 68 1 31 1 3 0 8 81 1.418 7.511 1 800 734 12 136 2 0 0 0 0 0 0 0 13 7 4 0 14 0 0 7 1.356 329 1.792 28 14 1 46 145 478 516 29 116

0 0 0 0

931 1.511 828 1.452 22 11 795 59 181 191 57 219 81 119 6 253

0 1 2 1

0 0 2 1

0 0 0 16

0 0 0 0

13 2 0 7

0 0 0 1

0 0 0 0

0 0 0 1

4

8

28

0

2

17

0

7

89 1 0 0 1

71 0 0 0 1

87 0 0 0 0

0 0 0 0 0

65 0 9 0 1

58 0 0 1 5

8 0 1 1 13

51 0 0 0 3

61 250

18 32

92 224

0 0

44 12

4 9

0 0

1 32

0 2 2 0 0 0 2 1 6 0 1 0 50 10 0 5 2 0 0 0 1 1 0 0 11 0 0 0 0 7 3 0 0 417 1.004 22 327 701 417 1.793 49 35 85 0 74 512 48 22 1 8 4 0 27 33 31 4 66 21 184 0 41 34 88 165 95 0 0 0 0 17 1 0 40 31 29 5 39 34 29 34 3,286 2,762 2,789 0,022 3,269 2,839 2,404 3,036

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Efeito de metais sobre macroinvertebrados bentônicos

O metal Cobre (Cu) não apresentou influência sobre a densidade total de macroinvertebrados bentônicos (F1,31 = 2,82; p = 0,09). No entanto, quando analisado apenas seu efeito sobre a densidade de Chironomidae, foi observada influência significativa (F1,31 = 4,67; p = 0,03). Por outro lado, o metal Zinco (Zn) apresentou efeito sobre a densidade total da macrofauna bentônica (F1,31 = 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 (F1,31 = 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 Acta Sci. Biol. Sci.

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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 Maringá, v. 30, n. 3, p. 283-289, 2008

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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. 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. Acta Sci. Biol. Sci.

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Received on January 02, 2008. Accepted on May 07, 2008.

Maringá, v. 30, n. 3, p. 283-289, 2008