Ana-Karina-Moreyra-Salcedo

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ANA KARINA MOREYRA SALCEDO 
 
 
 
 
 
 
 
“Variação temporal e espacial e importância 
ecológica de macroinvertebrados aquáticos num 
córrego periurbano do Distrito Federal” 
 
 
 
 
Dissertação apresentada ao Programa de 
Pós-Graduação do Departamento de 
Ecologia da Universidade de Brasília 
como requisito parcial para obtenção do 
título de Mestre em Ecologia. 
 Orientadora: Profa. Cláudia Padovesi Fonseca 
 
 
 
 
 
 
 
Abril/ 2006 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
À minha família 
 
 
 
 
 
 
 Nossa sabedoria é a dos rios. 
Não temos outra. 
Persistir. Ir com os rios, 
onda a onda. 
 
Os peixes cruzarão nossos rostos vazios. 
Intactos passaremos sob a correnteza 
feita por nós e o nosso desespero. 
Passaremos límpidos. 
 
E nos moveremos, 
rio dentro do rio, 
corpo dentro do corpo, 
como antigos veleiros. 
 
 
Carlos Nejar 
 Árvore do Mundo 
(1977) 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Mercy mercy me (the ecology) 
 
Oh, mercy mercy me 
Oh, things ain't what they used to be 
No, no 
Where did all the blue sky go? 
Poison is the wind that blows 
From the north, east, south, and sea 
Oh, mercy mercy me 
Oh, things ain't what they used to be 
No, no 
Oil wasted on the oceans and upon our seas 
Fish full of mercury 
Oh, mercy mercy me 
Oh, things ain't what they used to be 
No, no 
Radiation in the ground and in the sky 
Animals and birds who live nearby are dying 
Oh, mercy mercy me 
Oh, things ain't what they used to be 
What about this overcrowded land? 
How much more abuse from man can you stand? 
My sweet Lord 
My sweet Lord 
My sweet Lord 
 
Marvin Gaye 
What´s going on (1971) 
 
 
 
Agradecimentos 
 
À Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível Superior (CAPES), pelo apoio 
financeiro na concessão de bolsa de estudos. 
Ao programa de Pós-graduação em Ecologia da Universidade de Brasília pela 
viabilização das coletas para a realização da dissertação. 
A minha orientadora Claudia Padovesi Fonseca, pelo incentivo, apoio e assistência tanto 
no desenvolvimento do trabalho de campo quanto na elaboração da dissertação. 
Aos membros da banca examinadora, Professoras Maria Júlia Martins-Silva, Luciana de 
Mendonça Galvão, Maria do Socorro Rodrigues, pelas valiosas sugestões. 
Ao professor Kiniti Kitayama (Unb) pelo auxílio na medição da biomassa. 
Ao Laboratório de Geoquímica, na pessoa do Professor Geraldo Rezende Boaventura 
pelas facilidades concedidas para as análises físicas e químicas. 
Aos técnicos Mardônio, pelo auxílio no campo, a Consolação pelo auxílio no 
laboratório e aos colegas do Laboratório de Limnologia pelo apoio ao trabalho. 
Aos colegas de sala de aula que fizeram do primeiro ano de mestrado muito 
enriquecedor tanto ao nível de estudo quanto na amizade. 
À Natália, Silvia e Camila, compartilhamos juntas os sensabores de vir morar numa 
cidade desconhecida e juntas conseguimos fazer de nossa “ovokitinete” uma casa que 
ficará sempre na memória, a nossa amizade continuará apesar da distância. 
À Fabiola, Rosie, Bel e Luciana, sem seu apoio e sua amizade nesta minha constante 
oscilação de estado de ânimo, da apatia à empolgação geral, eu não teria conseguido 
terminar de escrever, valeu muito. 
À minha família, por terem me dado sempre seu apoio incondicional apesar da 
distância, suas constante presenças “virtuais” fazem o meu dia a dia muito mais fácil. É 
bom saber que os tenho sempre “por perto”. 
 
 
Resumo 
 Nesse estudo a fauna de macroinvertebrados foi utilizada para caracterizar a 
comunidade aquática em função da distribuição temporal e espacial de sua abundância, 
diversidade, riqueza, categorização funcional de alimentação e biomassa e relacionar 
esta informação com variáveis físicas e químicas de qualidade de água e com a 
qualificação visual do grau de preservação das condições ecológicas e de diversidade 
de hábitats de um córrego periurbano. Foi objeto de estudo o Ribeirão Sobradinho (DF) 
que banha a cidade do mesmo nome. A estratégia amostral foi desenvolvida de forma a 
comparar os principais impactos agindo no ribeirão Sobradinho sobre a comunidade de 
macroinvertebrados aquáticos, ou seja, o desmatamento das margens, o assoreamento 
dos rios, e o impacto da poluição orgânica (como esgoto). Foram amostradas oito 
estações de coleta distribuídas desde sua nascente até sua desembocadura no Rio São 
Bartolomeu. As características ecológicas do Ribeirão foram avaliadas segundo 
protocolo proposto por Callisto et al.(2002). Foram realizadas coletas de 
macroinvertebrados aquáticos e de água mensalmente no período de chuva de 
dezembro de 2004 a março de 2005 e de seca de maio a agosto de 2005. A avaliação 
feita pelo protocolo mostrou a ocorrência de um gradiente de perturbação baseada na 
presença e a classe de atividade antrópica desenvolvida na área. A análise da qualidade 
da água mostrou a influência da poluição orgânica (esgoto) e a ausência dela sobre 
alguns variáveis como condutividade elétrica, concentrações de oxigênio dissolvido e 
amônia. O estudo da distribuição da abundância, diversidade, riqueza de táxons da 
comunidade de macroinvertebrados mostrou que o tipo de uso ou ocupação do solo em 
cada trecho do córrego proporcionaram condições específicas que determinaram o 
aparecimento de diferentes biótipos. Os resultados da análise de biomassa de 
macroinvertebrados aquáticos não seguiram o mesmo padrão observado para os valores 
de abundância, mas quando focalizados sob o ponto de vista dos grupos funcionais de 
alimentação obtivemos respostas que deram maior informação sobre as relações tróficas 
que podem estar acontecendo nos trechos do córrego considerados alterados. Em 
ecossistemas aquáticos submetidos à influência antrópica como a maioria dos córregos 
periurbanos brasileiros, as interações bióticas e condições ambientais afetam a 
comunidade de macroinvertebrados aquáticos e o uso da biomassa pode se tornar uma 
ferramenta importante no esforço de tentar compreender a resposta da fauna aos 
impactos antropogênicos. 
Palavras-chave: comunidade de macroinvertebrados, rios, poluição urbana, cerrado, DF. 
 
 
Abstract 
In this study, macroinvertebrate fauna was used to characterize the spatial and 
temporal distribution of abundance, diversity, richness, feeding functional group and 
biomass of the aquatic community. This information was related to physical and 
chemical properties of the water and to the visual qualifications of degree of 
preservation of ecological conditions and habitat diversity in a boundary urban stream. 
The object of this study was Sobradinho stream (DF) located around the city with the 
same name. The study design was developed to compare the principal impacts acting on 
the aquatic macroinvertebrates community in Sobradinho stream, being, riparian 
vegetative zone desforestation, sedimentation of stream and the impact of organic 
enrichment (as sewage effluent). Eight stream sections distributed along Sobradinho 
stream from sites near the headwaters to sites near the confluence with the São 
Bartolomeu River were studied. The ecological characteristics of the stream were 
evaluated using the protocol proposed by Callisto et al. (2002b). Macroinvertebrate and 
water sampling was performed monthly: wet season (december 2004 to march 2005) 
and dry season (may to august 2005). Environmental assessments showed the 
occurrence of a disturbance gradient based on human presence and the type of 
development activities in the stream stretches. The result of quality analysis of water 
showed an influence of organic enrichment and the absence of this, on any properties as 
electric conductivity, ammonium concentration and dissolved oxygen. The study of the 
distribution of abundance, diversity and richness of taxa of aquatic macroinvertebrate 
communities showed that the use or occupation of land in each stream stretch provided 
specificconditions that determined the presence of different biotypes. Analysis results 
of aquatic macroinvertebrate biomass did not follow the pattern observed for the values 
of abundance, but when this information was analyzed in terms of the functional feeding 
group, we obtained answers that provide information about the trophic relations that 
may be taking place in altered stream stretches. In aquatic ecosystems submitted to 
anthropogenic influence as is the case with most of boundary urban streams of Brazil, 
biotic interactions and environmental conditions affect the aquatic macroinvertebrate 
community and the use of biomass can be an important tool in the effort to try to 
understand the response of the aquatic fauna to the anthropogenic impacts. 
Key words: macroinvertebrates community, stream, urban pollution, Cerrado, DF. 
 
 
Sumário 
 
1. Introdução 
1.1. Bases teóricas 1 
1.2. Objetivo Geral 6 
1.3. Hipóteses 6 
2. Materiais e métodos 
2.1. Área de estudo 8 
2.2. Estações de coleta 10 
2.3. Características ecológicas de trechos do Ribeirão Sobradinho 13 
2.4. Período de amostragem 16 
2.5. Variáveis físicas e químicas da água 16 
2.6. Macroinvertebrados aquáticos 16 
2.7. Tratamento dos resultados 17 
3. Resultados 
3.1. Caracterização ambiental da área de estudo 
3.1.1. Condições ecológicas 19 
3.1.2. Precipitação 21 
3.1.3. Medidas das variáveis físicas e químicas da água 22 
3.1.4. Condições ecológicas e variáveis físicas e químicas da água 26 
3.2. Caracterização da comunidade de macroinvertebrados aquáticos 29 
3.2.1. Distribuição da comunidade de macroinvertebrados por período de coleta 31 
3.2.2. Distribuição da fauna por estação de coleta 33 
3.2.3. Grupos funcionais de alimentação de macroinvertebrados aquáticos 37 
3.2.4. Biomassa de macroinvertebrados aquáticos 41 
3.2.5. Biomassa de macroinvertebrados aquáticos e grupos funcionais de alimentação 43 
4. Discussão 46 
5. Conclusões 57 
6. Considerações finais 58 
6. Referências bibliográficas 59 
Anexos 
 
 
Índice de Figuras 
 
 
Figura 1 - Mapa de localização da Bacia Hidrográfica do São Bartolomeu e quatro 
das principais sub-bacias da região centro norte do DF. EMA/SEMATEC 
1994. (Modificado de Pinelli, 1999) 8 
Figura 2 - Imagem de satélite da ocupação do solo no entorno das estações de coleta 
ao longo do Ribeirão Sobradinho, DF (Fonte: Image, 2006 Digital 
Globe). 10 
Figura 3 - Localização das oito estações de coleta ao longo do Ribeirão Sobradinho, 
DF. Representação esquemática. Extraído de IEMA/SEMATEC. 1994. 
Modificado. 11 
Figura 4 – Detalhe das estações de coleta ao longo do Ribeirão Sobradinho, DF. 12 
Figura 5 - Pluviosidade mensal (mm³) para o período de dezembro de 2004 a 
novembro de 2005. As barras com estrela indicam os meses de coleta 
(dados fornecido pelo INMET, DF). 21 
Figura 6 - Variação das médias e desvio padrão da temperatura da água nas estações 
de coleta no Ribeirão Sobradinho,nos meses de dez/04 a mar/05 e de 
mai/05 a ago/05. 22 
Figura 7 - Variação dos valores das variáveis medidas nas oito estações de coleta, 
agrupadas segundo Protocolo de Avaliação Rápida (Callisto, et al., 
2002b). 28 
Figura 8 - Densidade média (ind./m²) e desvio padrão dos organismos encontrados 
durante o período de chuva e seca no Ribeirão Sobradinho, DF (dez/04 a 
mar/05 e mai/05 a ago/05). 31 
Figura 9 -Freqüência relativa (%) de larvas do táxon Chironominae presentes no 
Ribeirão Sobradinho, durante os meses de coleta. 32 
Figura 10 -Variação da Diversidade de Shannon-Wienner, Equitabilidade de Pielou e 
riqueza taxonômica de organismos no Ribeirão Sobradinho (DF), 
agrupadas segundo resultado do Protocolo de Avaliação Rápida (Callisto, 
et al., 2002b) 35 
Figura 11 - Biomassa total (g/m²) dos macroinvertebrados aquáticos ao longo do 
período de estudo no Ribeirão Sobradinho, DF. 41 
 
 
 
Figura 12 - Biomassa total (g/m²) encontrada em cada estação de coleta caracterizada 
segundo classificação de Protocolo de Avaliação Rápida (Callisto et al., 
2002b) ao longo do Ribeirão Sobradinho, DF. 42 
Figura 13 - Densidade e biomassa relativa dos macroinvertebrados aquáticos 
amostrados em cada estação de coleta durante o período de estudos ao 
longo do Ribeirão Sobradinho, DF (dez/04 a mar/05 e mai/05 a ago/05). 42 
Figura 14 - Biomassa dos grupos funcionais de alimentação encontrados nas estações 
de coleta ao longo do Ribeirão Sobradinho, DF. 44 
Figura 15 - Grupos funcionais de alimentação com a variação da biomassa relativa a 
cada classe de tamanho nas 8 estações de coleta no Ribeirão Sobradinho. 
(Classe 1: < 10 mm, Classe 2: 10 mm a 15 mm, Classe 3: 15 a 20 mm e 
classe 4: > 20 mm). 45 
 
 
 
Lista de tabelas e quadros 
 
Tabela 1 - Caracterização das condições ecológicas dos trechos estudados no Ribeirão 
Sobradinho usando o Protocolo de Avaliação Rápida proposto por Callisto 
et al. (2002b) 20 
Tabela 2 - Precipitação mensal nos anos 2004 e 2005. (Dados fornecido pelo INMET, 
DF). 22 
Tabela 3 - Valores médios e desvio padrão das medidas físicas e químicas realizadas 
nas estações de coleta ao longo do Ribeirão Sobradinho (dez/04 a mar/05 
e mai a ago/05). 24 
Tabela 4 - Resultados do Teste Kruskal-Wallis para os efeitos das estações de coleta 
sobre as medidas das variáveis físicas e químicas realizadas ao longo do 
Ribeirão Sobradinho (dez/04 a mar/05 e mai/05 a ago/05). 23 
Tabela 5 - Variação média das variáveis físicos químicas ao longo do Ribeirão 
Sobradinho durante o período de chuva (Dez/2004 a mar/2005) e seca 
(mai/2005 a ago/2005). 25 
Tabela 6 - Resultados do Teste Kruskal-Wallis para os efeitos das estações de coleta 
classificadas segundo Protocolo, sobre as medidas físicas e químicas 
realizadas nas estações de coleta ao longo do Ribeirão Sobradinho (dez/04 
a mar/05 e mai/05 a ago/05). 26 
Tabela 7 - Densidade média (ind/m²), desvio padrão e freqüência de ocorrência (%) 
dos táxons encontrados nas estações de coleta durante o período de estudo 
no Ribeirão Sobradinho, DF. 29 
Tabela 8 - Resultados da riqueza taxonômica, Equitabilidade de Pielou e Diversidade 
Shannon-Wienner, segundo Magurran (1991), e densidade (ind./m²) para 
organismos encontrados por mês de coleta e por período de chuva e seca 
no Ribeirão Sobradinho, DF. 32 
Tabela 9 - Resultados do teste de Kruskal-Wallis para os efeitos do mês de coleta 
sobre a densidade, Diversidade de Shannon-Wienner, Equitabilidade de 
Pielou e riqueza taxonômica de organismos no Ribeirão Sobradinho (DF). 33 
Tabela 10 - Resultados do teste Kruskal-Wallis par aos efeitos de cada estação de 
coleta sobre a densidade, Diversidade de Shannon-Wienner, 
Equitabilidade de Pielou e riqueza taxonômica de organismos no Ribeirão 
Sobradinho (DF). 34 
 
 
Tabela 11 - Resultados da riqueza taxonômica, Equitabilidade de Pielou e 
Diversidade Shannon Wienner, segundo Magurran (1991), e densidade 
(ind./m²) para organismos encontrados durante o período de estudo por 
estações de coleta no Ribeirão Sobradinho (DF). 34 
Tabela 12 – Classificação dos macroinvertebrados aquáticos encontrados no Ribeirão 
Sobradinho , DF segundo o grupo funcional de alimentação . 38 
Tabela 13- Biomassa (média e desvio padrão) dos macroinvertebrados aquáticos por 
grupos funcionais de alimentação ao longo das oito estações de coleta no 
Ribeirão Sobradinho (DF) durante os meses de dez/04 a mar/05 e maio a 
ago/05. 40 
Tabela 14 - Resultado do Teste Kruskall- Wallis para o efeito das estações de coleta 
sobre os grupos funcionais de alimentação no Ribeirão Sobradinho , DF. 43 
Tabela 15 - Resultado do Teste Kruskall-Wallis para o efeito das classes de tamanho 
sobre os grupos funcionais de alimentação no Ribeirão Sobradinho, DF. 44 
 
 
Quadro 1: Protocolo de Avaliação Rápida da Diversidade de Hábitat em trechos de 
bacias hidrográficas, proposto emCallisto et al. (2002b). 14 
Quadro 2: Protocolo de Avaliação Rápida da Diversidade de Habitats em trechos de 
bacias hidrográficas, proposto por Callisto et al. (2002b). 15 
 
 
 
1. Introdução 
1.1 Bases teóricas 
A conservação dos ecossistemas aquáticos continentais, visando sua utilização 
racional é um dos aspectos centrais da Limnologia moderna. Conservar estes ambientes 
significa manter suas condições as mais naturais possíveis para que possam ter seus 
múltiplos usos garantidos tais como fornecimento de água para abastecimento 
doméstico e industrial, geração de energia elétrica, produção de alimentos para o 
homem e animais, lazer e conservação da vida silvestre (Esteves, 1998). 
A “saúde ecológica” de rios é atualmente um assunto de crescente e fundamental 
importância no manejo de recursos hídricos em todo o mundo. Os ecossistemas 
aquáticos no Brasil vêm sofrendo uma série de impactos antropogênicos que alteram o 
seu funcionamento (Silveira, 2004). As principais fontes de poluição dos recursos 
hídricos reconhecidos são os rejeitos domésticos, e os resíduos químicos das atividades 
industriais e agrícolas. A contaminação por esgotos domésticos é mais comum nos 
países em desenvolvimento, onde a infra-estrutura de saneamento e tratamento de água 
ainda é deficitária (Tundisi, 2003). 
A necessidade de utilização racional dos recursos hídricos torna-se evidente 
quando se leva em consideração que, de toda água da Terra, somente cerca 1% está na 
forma de água doce. Além desta reduzida disponibilidade para o homem, sua 
distribuição na Terra é muito heterogênea. Enquanto a Europa e a Ásia juntas detêm 
68% da população mundial, suas reservas de água doce são de apenas 31% do total 
realmente aproveitável no planeta (Tundisi, 2003). Neste sentido, cabe ao limnólogo 
estabelecer planos e critérios que viabilizem a utilização racional destes ecossistemas e 
de suas comunidades. 
 
 
Os avanços dos estudos sobre o funcionamento dos ecossistemas aquáticos 
(Hynes, 1974; Whitton, 1975; Vannote et al., 1980; Wallace & Webster, 1996), aliados 
aos trabalhos realizados avaliando os efeitos adversos de atividades humanas nesses 
ecossistemas (Hilsenhoff, 1987; Lenat & Crawford, 1994; Wallace et al., 1996; Thorne 
& Williams, 1997; Roy et al., 2003; Ometo et al., 2000) vêm demonstrando, que é 
possível utilizar informações biológicas para detectar os impactos antrópicos. Tais 
estudos consideram que as comunidades aquáticas respondem de maneira previsível às 
variações ambientais (Vannote et al., 1980; Armitage et al., 1983) e que os impactos de 
origem humana, por representarem elementos externos ao sistema, afetam este 
equilíbrio dinâmico, resultando em alterações nos padrões esperados. Quando os 
impactos são severos o suficiente para afetar a resiliência da comunidade (capacidade de 
retorno à conformação original após um distúrbio), é possível afirmar que está 
ocorrendo um processo de degradação ambiental (Ghetti & Salmoiraghi, 1994). 
O padrão de distribuição de organismos aquáticos é resultado da interação entre 
hábito, condições físicas que caracterizam o hábitat (substrato, fluxo da correnteza, 
turbulência) e disponibilidade alimentar (Merrit & Cummins, 1996). Assim, os vários 
fatores ambientais que atuam na composição e distribuição das espécies num dado 
hábitat devem ser considerados em conjunto com as interações entre os organismos 
(Whitton, 1975). 
As comunidades de organismos aquáticos (protozoários, ciliados, algas, 
macroinvertebrados, peixes, etc.) têm estado sujeitas às alterações ambientais diversas 
sendo em muitos ambientes substancialmente reduzidas ou mesmo eliminadas (Bailey et 
al., 2004). 
Macroinvertebrados aquáticos são de fundamental importância no ambiente 
aquático, por desempenharem um papel central na dinâmica de nutrientes, na 
 
 
transformação da matéria e no fluxo de energia do ecossistema. Uma definição genérica 
das comunidades de macroinvertebrados refere-se aos organismos que habitam os 
substratos de fundo de ecossistemas aquáticos continentais (sedimentos, pedaços de 
madeira, restos de troncos, pedras, macrófitas aquáticas, algas filamentosas, etc.), ao 
menos durante parte de seus ciclos de vida sendo os animais que ficam retidos em 
malhas com diâmetro de poro maior que 200 - 500µm (Esteves, 1998). 
Vários pesquisadores (Rosemberg & Resh, 1993; Merritt & Cummins, 1996; 
Callisto et al., 2001) salientam as bases para o estudo da fauna aquática, especialmente 
os macroinvertebrados aquáticos por serem organismos cosmopolitas e abundantes, de 
grande tamanho de corpo e a maioria deles possui suas características ecológicas bem 
conhecidas. Além disso, muitos táxons são sedentários sendo representativos das 
condições locais e têm a vantagem de caracterizarem a qualidade da água não apenas 
no instante de sua medida mas refletindo também sua situação em um período de tempo 
consideravelmente mais longo, permitindo verificar-se os efeitos de um poluente de 
forma mais precisa. 
Desde a metade da década de 70, a ênfase da pesquisa com macroinvertebrados 
aquáticos mudou de um foco baseado na estrutura da comunidade para estudos de 
processo e função. Como exemplo temos os estudos de taxa de produção de biomassa, 
repartição de recursos alimentares e parâmetros populacionais como interações de 
competição e predação (Cummins, 1973; Macan, 1977). Os invertebrados de ambientes 
lóticos (de água corrente) também são um importante componente do debate mundial 
sobre a perda da biodiversidade global (Wilson, 1988). 
Atualmente a utilização de macroinvertebrados aquáticos é cada vez mais aceito 
entre os ecólogos como indicadores de qualidade de água (p. ex. Johnson et al., 1993; 
Callisto et al., 2001; Usseglio-Polatera et al., 2000; Hering et al., 2003; Rodrigues et 
 
 
al., 2001) e junto com variáveis físicas e químicas constituem-se em um conjunto de 
variáveis utilizadas na avaliação de impactos ambientais que de alguma forma afetam os 
ecossistemas aquáticos continentais (Pérez, 1992; Rosenberg & Resh, 1993; Bailey et 
al., 2004). 
Mudanças na estrutura de comunidades de macroinvertebrados aquáticos em 
uma escala espacial, têm sido utilizadas como importante ferramentas ecológicas em 
monitoramento de fontes poluidoras. Em escala temporal, estes estudos têm sido úteis 
na descrição de alterações no estado trófico de ecossistemas aquáticos continentais 
(Callisto, 1994). As mudanças que se sucedem na estrutura das comunidades alternam-
se de complexas e diversas com organismos próprios de águas limpas, a simples e de 
baixa diversidade, com organismos próprios de águas poluídas, variando facilmente 
com o efeito da poluição doméstica (Pérez, 1992; Ward, 1992). 
 A distribuição de organismos aquáticos é principalmente determinada pelo tipo e 
pela diversidade de hábitats disponíveis para a comunidade. Há evidências, de que tanto 
a qualidade, quanto a quantidade dos hábitats disponíveis afetam a estrutura e a 
composição das comunidades biológicas residentes (Petts & Calow, 1996). 
 As condições que caracterizam o hábitat dos macroinvertebrados aquáticos são 
resultados da interação entre a velocidade da correnteza, o tipo de substrato e as 
condições físicas e químicas da água (Hawkins & Sedell, 1981). Além destes, destaca-
se também a importância da qualidade e da quantidade de recursos alimentares 
disponíveis (Merrit & Cummins, 1996). 
 Em relação a córregos urbanos, Pedersen & Perkins (1986) reportam que a 
interferência antrópica nos ambientes lóticos próximos às áreas urbanas, seja por 
desmatamentos, construção de barragens, mineração, etc., pode ser um fator importante 
que afeta a biota do rio. Estes fatores podem impactar a fauna aquática diretamente, por 
 
 
meio de mudanças específicas nos hábitats, ou diretamente, através da redução 
temporária na disponibilidade alimentar e de alteração em outras variáveisambientais, 
como por exemplo o oxigênio dissolvido, pH , temperatura da água. 
 Existe uma ampla variedade de medidas bioindicadoras de qualidade da água 
usando macroinvertebrados aquáticos: medidas de riqueza – número de espécies ou 
unidades taxonômicas específicas encontradas numa amostra ou em um ponto de coleta; 
enumerações – contagem de todos os organismos coletados para estimar a abundância 
relativa de diferentes grupos taxonômicos (ex: número de indivíduos em ordens, 
famílias ou espécies, ou táxons dominantes dentro destes grupos); índices de 
diversidade – combinam os dados de riqueza com as enumerações através de cálculos 
estatísticos (ex: Índice de Shannon- Wienner) e medidas tróficas – porcentagem de 
índivíduos de diferentes categorias funcionais de alimentação (fragmentadores, 
coletores, filtradores, predadores) (Resh & Jackson, 1993; Barbour et al., 1999). A 
resposta de aumento ou diminuição do valor de uma medida bioindicadora irá depender 
do seu comportamento em relação a um impacto (Silveira, 2004). 
É conhecido que as estimativas de biomassa são fundamentais na descrição da 
estrutura e distribuição das comunidades (Begon et al., 1996) e constituem um 
parâmetro importante para responder muitas questões ecológicas dos ambientes 
aquáticos (Benke, 1996; Benke et al., 1999). A biomassa de macroinvertebrados pode 
também ser utilizada em estudos de taxas de colonização ou na quantificação dos papéis 
que os macroinvertebrados têm na decomposição de folhas (Cummins & Klug, 1979; 
Abelho & Graça, 1996). 
 O uso de biomassa é freqüentemente o método mais escolhido para estimativas 
de abundância em vez do número de indivíduos (Eaton, 2003). Estudos realizados por 
Ortiz (2005) revelam a importância da medição de biomassa em trabalhos de 
 
 
biomonitoramento focalizados sobre os aspectos funcionais do ecossistema de rios. 
Além disso, é uma importante ferramenta ecológica para estudos biológicos sobre 
indicadores de poluição em ecossistemas aquáticos dentro de programas de 
monitoramento bem estruturados que envolvam tanto avaliações físicas, químicas e 
biológicas (Callisto et al., 2002a). 
 Porém, estudos sobre os macroinvertebrados de ambientes lóticos 
freqüentemente carecem de informações sobre sua biomassa , apesar da informação 
sobre biomassa e suas variações sazonais constituir parâmetro importante para o 
entendimento da história de vida e interações biológicas incluindo as relações tróficas 
entre os grupos funcionais (Meyer, 1989; Benke, 1996; Burgherr & Meyer, 1997). 
 
1.2. Objetivo geral 
Caracterizar a comunidade de macroinvertebrados aquáticos em função da 
distribuição temporal e espacial de sua abundância, diversidade, riqueza, categorização 
funcional de alimentação e biomassa e relacionar esta informação com parâmetros 
físicos e químicos de qualidade de água e com a qualificação visual do grau de 
preservação das condições ecológicas e de diversidade de hábitats de um córrego 
periurbano. 
 
1.3. Hipóteses 
Esta pesquisa é norteada pela seguinte hipótese: “Assumindo o papel da 
comunidade de macroinvertebrados aquáticos como bioindicadores da qualidade de 
água, é possível utilizar a estrutura e composição da comunidade como indicador de 
grau de preservação de um córrego peri-urbano submetido a diferentes tipos e grau de 
intensidade de influência antrópica”. 
 
 
Para nortear este estudo foram levantadas as seguintes perguntas: 
- Um Protocolo de Avaliação Rápida baseada em qualificação visual pode 
 ser utilizado para caracterizar as condições ecológicas e diversidade de 
 hábitat de um córrego periurbano? 
- Existem diferenças significativas nas medidas das variáveis física e 
 químicas da qualidade de água entre os trechos do córrego periurbano 
 estudado? 
- Existem diferenças significativas na estrutura e composição das 
 comunidades de macroinvertebrados aquáticos entre os períodos de chuva 
 e seca de 2004/2005? 
- A distribuição da abundância, diversidade, riqueza de táxons, categorização 
 funcional de alimentação e biomassa dos macroinvertebrados está 
 relacionada com a informação obtida sobre o grau de preservação dos 
 trechos estudado ao longo do córrego periurbano? 
- O uso da biomassa tem um valor potencial como indicador do grau de 
 preservação e pode ser utilizado como mais um parâmetro de 
 biomonitoramento? 
 
 
2. Materiais e métodos 
2.1. Área de estudo 
 O Distrito Federal é drenado por rios pertencentes a três das mais importantes 
bacias hidrográficas brasileiras: Bacia do Rio São Francisco (Rio Preto), Bacia 
Tocantins/Araguaia (Rio Maranhão) e Bacia do Rio Paraná (rios São Bartolomeu e 
Descoberto). 
 A Bacia do Rio São Bartolomeu é a bacia hidrográfica de maior área no Distrito 
Federal, ocupando 62,5% de sua área total. Esta bacia nasce no norte do DF e se estende 
no sentido norte-sul, drenando todo o seu trecho central. Nesta bacia estão situadas parte 
das regiões administrativas de Sobradinho, Planaltina, Paranoá e São Sebastião. Dentre 
as planícies que ocorrem no Distrito Federal, destaca-se, por sua extensão e largura, a 
do Rio São Bartolomeu. O Rio São Bartolomeu representa o principal curso d’água 
desta bacia. Este corta o Distrito Federal no sentido norte-sul e tem como afluentes de 
maior importância o Ribeirão Sobradinho, que banha a cidade-satélite de mesmo nome 
(SEDUH, 2002) (Figura 1). 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Figura 2 - Mapa de localização da Bacia Hidrográfica do São Bartolomeu e 4 das
principais sub-bacias da região centro norte do DF. EMA/SEMATEC 1994.
(Modificado de Pinelli, 1999). 
Área da Bacia Hidrográfica 
do São Bartolomeu no 
 Distrito Federal 
1 - Sub-bacia do Pipiripau.
2 -Sub-bacia do Mestre D`armas.
3 - Sub-bacia do Sobradinho.
4 - Sub-bacia do Paranoá. 
 
 
 
4
3
2
1
1 : 300000
Escala Aproximada
Brasília
15 50` 
47 50`
 
 
Segundo a classificação de Köppen, o clima do Distrito Federal é tropical (AW), 
nas áreas com cotas altimétricas abaixo de 1.000 metros (bacias hidrográficas dos rios 
São Bartolomeu, Preto, Descoberto/Corumbá, São Marcos e Maranhão) (SEDUH, 
2002). No clima do Distrito Federal observa se a existência de duas estações, uma 
chuvosa, no verão, e outra seca, no inverno. A temperatura média situa-se acima de 19 
 graus centígrados. As temperaturas mais baixas ocorrem entre junho e julho, com 
 uma média de 19,6 graus centígrados nas mais altas entre setembro e outubro, com 
 media de 22,8 graus centígrados. A precipitação pluviométrica anual excede 1500 mm, 
caracterizando se as chuvas como de grande intensidade e de curta duração, 
 distribuídas irregularmente. De abril a setembro, devido a ausência quase total de 
chuvas, com menos de 1% da precipitação anual, a umidade relativa do ar sofre uma 
queda sensível em relação as suas médias anuais, de 68%, atingindo níveis inferiores a 
25%. 
 Nesta dissertação foi objeto de estudo o Ribeirão Sobradinho que tem uma 
extensão de 28 km e área de drenagem de 153 km2 . A profundidade do ribeirão varia de 
0,50 m e largura de 0,60 m em áreas próximas à nascente a profundidade de 2 m e 
largura de 9 m nas proximidades da foz com Rio São Bartolomeu. A sub-bacia do 
Ribeirão Sobradinho está localizada na porção centro norte do Distrito Federal a 22 km 
de Brasília, entre os paralelos 15° 36’25” e 15°45’35” e os meridianos 47o53’00’’ e 
47o31’08’’. No Ribeirão Sobradinho, o grande problema é a intensa expansão da 
ocupação urbana. As principais fontes de alteração reconhecidas na área são: efluentes 
domésticos provenientes da Cidade de Sobradinho, dos Condomínios e dos 
assentamentos urbanos. Observa-se ainda a presença de resíduos da adubação química e 
defensivos agrícolas, entretanto estas se apresentam como atividade secundária na área 
(Figura 2). 
 
 
Figura 2 - Imagem de satélite da ocupação do solo no entorno das estações decoleta ao 
longo do Ribeirão Sobradinho, DF (Fonte: Image, 2006 Digital Globe). 
 
2.2. Estações de coleta 
 Em coletas preliminares ao longo do Ribeirão Sobradinho foram estabelecidos 
para o presente estudo 8 estações de coleta distribuídas desde sua nascente até sua 
desembocadura no Rio São Bartolomeu, considerando os locais próximos as áreas de 
nascentes, fontes pontuais de poluição, proximidades com centros urbanos, de culturas 
agrícolas e com facilidade de acesso. O mapa da Figura 3 ilustra a sub-bacia do Ribeirão 
Sobradinho e a localização das estações de coleta, seguido por fotos que caracterizam as 
áreas estudadas (Figura 4). 
 
 
 
 
Figura 3 – Localização das oito estações de coleta ao longo do Ribeirão Sobradinho, 
DF. Representação esquemática. Extraído de IEMA/SEMATEC. 1994. Modificado. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Figura 4 – Fotos das estações de coleta ao longo do Ribeirão Sobradinho, DF. 
 
 
2.3. Características Ecológicas de trechos do Ribeirão Sobradinho 
Para avaliação das condições ambientais das estações de coleta localizadas no 
Ribeirão Sobradinho e no seu entorno foi utilizado um Protocolo de Avaliação Rápida 
das Condições Ecológicas e da Diversidade de Hábitat em Trechos de Bacias 
Hidrográficas, que busca avaliar não só o ambiente aquático, mas também, o uso e 
ocupação do solo na região de seu entorno, proposto por Callisto et al. (2002b). O 
protocolo avalia um conjunto de parâmetros em categorias descritas e pontuadas de 0 a 
4 (Quadro 1) e de 0 a 5 (Quadro 2). Esta pontuação é atribuída a cada parâmetro com 
base na observação das condições do hábitat. O valor final do protocolo de avaliação é 
obtido a partir do somatório dos valores atribuídos a cada parâmetro 
independentemente. As pontuações finais refletem o nível de preservação das condições 
ecológicas dos trechos estudados, onde valores entre 0 e 40 pontos representam trechos 
impactados, 41 e 60 pontos representam trechos alterados e, acima de 61 pontos, trechos 
naturais. 
 
 
 
 
Quadro 1: Protocolo de Avaliação Rápida da Diversidade de Hábitat em trechos de 
bacias hidrográficas, proposto em Callisto et al. (2002b).Obs.: 4 pontos (situação 
natural), 2 e 0 pontos (situações leve ou severamente alteradas). 
 
 
Descrição do Ambiente 
Localização: 
Data de Coleta: ___ /___/___ Hora da Coleta: __________ 
Tempo (situação do dia): 
Modo de coleta (coletor): 
Tipo de Ambiente: Córrego ( ) Rio ( ) 
Largura média: 
Profundidade média: 
Temperatura da água: 
PONTUAÇÃO PARÂMETROS 
4 pontos 2 pontos 0 ponto 
1.Tipo de ocupação das 
margens do corpo d’água 
(principal atividade) 
Vegetação natural 
Campo de 
pastagem/Agricultura/ 
Monocultura/ 
Reflorestamento 
Residencial/ Comercial/ 
Industrial 
2. Erosão próxima e/ou 
nas margens do rio e 
assoreamento em seu leito 
Ausente Moderada Acentuada 
3. Alterações antrópicas Ausente 
Alterações de origem 
doméstica 
(esgoto, lixo) 
alterações de origem 
industrial/ urbana 
(fábricas, siderurgias, 
canalização, retilização do 
curso do rio) 
4. Cobertura 
vegetal no leito parcial Total Ausente 
5. Odor da água nenhum Esgoto (ovo podre) óleo/industrial 
6. Oleosidade da água ausente Moderada Abundante 
7. Transparência da água transparente turva/cor de chá-forte opaca ou colorida 
8. Odor do sedimento 
(fundo) nenhum Esgoto (ovo podre) óleo/industrial 
9. Oleosidade do fundo ausente Moderado Abundante 
10. Tipo de fundo pedras/cascalho Lama/areia cimento/canalizado 
 
 
Quadro 2: Protocolo de Avaliação Rápida da Diversidade de Hábitats em trechos de 
bacias hidrográficas, proposto por Callisto et al. (2002b). Obs.: 5 pontos (situação 
natural), 3, 2 e 0 pontos (situações leve, moderada ou severamente alteradas). 
 
PARÂMETROS PONTUAÇÃO 
 5 pontos 3 pontos 2 pontos 0 ponto 
11. Tipos de fundo 
Mais de 50% com hábitats 
diversificados; pedaços de 
troncos submersos; cascalho 
ou outros hábitats estáveis. 
30 a 50% de hábitats 
diversificados; hábitats 
adequados para a 
manutenção das populações 
de organismos aquáticos. 
10 a 30% de hábitats 
diversificados; disponibilidade 
de hábitats insuficiente; 
substratos freqüentemente 
modificados. 
Menos que 10% de hábitats 
diversificados; ausência de 
hábitats óbvia; substrato 
rochoso instável para fixação 
dos organismos. 
12. Extensão de 
rápidos 
Rápidos e corredeiras bem 
desenvolvidas; rápidos tão 
largos quanto o rio e com o 
comprimento igual ao dobro 
da largura do rio. 
Rápidos com a largura igual 
à do rio, mas com 
comprimento menor que o 
dobro da largura do rio. 
Trechos rápidos podem estar 
ausentes; rápidos não tão 
largos quanto o rio e seu 
comprimento menor que o 
dobro da largura do rio. 
Rápidos ou corredeiras 
inexistentes. 
13. Freqüência de 
rápidos 
Rápidos relativamente 
freqüentes; distância entre 
rápidos dividida pela 
largura do rio entre 5 e 7. 
Rápidos não freqüentes; 
distância entre rápidos 
dividida pela largura do rio 
entre 7 e 15. 
Rápidos ou corredeiras 
ocasionais; hábitats formados 
pelos contornos do fundo; 
distância entre rápidos 
dividida pela largura do rio 
entre 15 e 25. 
Geralmente com lâmina 
d’água “lisa” ou com rápidos 
rasos; pobreza de hábitats; 
distância entre rápidos 
dividida pela largura do rio 
maior que 25. 
14. Tipos de 
substrato 
Seixos abundantes 
(prevalecendo em 
nascentes). 
Seixos abundantes; cascalho 
comum. 
Fundo formado predominante- 
mente por cascalho; alguns 
seixos presentes. 
Fundo pedregoso; seixos ou 
lamoso. 
15. Deposição de 
lama 
Entre 0 e 25% do fundo 
coberto por lama. 
Entre 25 e 50% do fundo 
coberto por lama. 
Entre 50 e 75% do fundo 
coberto por lama. 
Mais de 75% do fundo coberto 
por lama. 
16. Depósitos 
sedimentares 
Menos de 5% do fundo com 
deposição de lama; ausência 
de deposição nos remansos. 
Alguma evidência de 
modificação no fundo, 
principalmente como 
aumento de cascalho, areia 
ou lama; 5 a 30% do fundo 
afetado; suave deposição 
nos remansos. 
Deposição moderada de 
cascalho novo, areia ou lama 
nas margens; entre 30 a 50% 
do fundo afetado; deposição 
moderada nos remansos. 
Grandes depósitos de lama, 
maior desenvolvi- 
mento das margens; mais de 
50% do fundo modificado; 
remansos ausentes devido à 
significativa deposição de 
sedimentos. 
17. Alterações no 
canal do rio 
Canalização (retificação) ou 
dragagem ausente ou 
mínima; rio com padrão 
normal. 
Alguma canalização 
presente, normalmente 
próximo à construção de 
pontes; evidência de 
modificações há mais de 20 
anos. 
Alguma modificação presente 
nas duas margens; 40 a 80% 
do rio modificado. 
Margens modificadas; acima 
de 80% do rio modificado. 
18 Características do 
fluxo das águas 
Fluxo relativamente igual 
em toda a largura do rio; 
mínima quantidade de 
substrato exposta. 
Lâmina d’água acima de 
75% do canal do rio; ou 
menos de 25% do substrato 
exposto. 
Lâmina d’água entre 25 e 75% 
do canal do rio, e/ou maior 
parte do substrato nos 
“rápidos” exposto. 
Lâmina d’água escassa e 
presente apenas nos remansos. 
19. Presença de mata 
ciliar 
Acima de 90% com 
vegetação ripária nativa, 
incluindo árvores, arbustos 
ou macrófitas; mínima 
evidência de 
desflorestamento; todas as 
plantas atingindo a altura 
“normal”. 
Entre 70 e 90% com 
vegetação ripária nativa; 
desflorestamento evidente 
mas não afetando o 
desenvolvimento da 
vegetação; maioria das 
plantas atingindo a altura 
“normal”. 
Entre 50 e 70% com vegetação 
ripária nativa; 
desflorestamento óbvio; 
trechos com solo exposto ou 
vegetação eliminada; menos 
da metade das plantas 
atingindo a altura “normal”. 
Menos de 50% da mata ciliar 
nativa; desfloresta- 
mento muito acentuado. 
20 Estabilidade das 
margens 
Margens estáveis; evidência 
de erosão mínima ou 
ausente; pequeno potencial 
para problemas futuros. 
Menos de 5% da margem 
afetada. 
Moderadamente estáveis; 
pequenas áreasde erosão 
freqüentes. Entre 5 e 30% 
da margem com erosão. 
Moderadamente instável; entre 
30 e 60% da margem com 
erosão. Risco elevado de 
erosão durante enchentes. 
Instável; muitas áreas com 
erosão; freqüentes áreas 
descobertas nas curvas do rio; 
erosão óbvia entre 60 e 100% 
da margem. 
21. Extensão de mata 
ciliar 
Largura da vegetação 
ripária maior que 18 m; sem 
influência de atividades 
antrópicas (agropecuária, 
estradas, etc.). 
Largura da vegetação 
ripária entre 12 e 18 m; 
mínima influência 
antrópica. 
Largura da vegetação ripária 
entre 6 e 12 m; influência 
antrópica intensa. 
Largura da vegetação ripária 
menor que 6 m; vegetação 
restrita ou ausente devido à 
atividade antrópica. 
22. Presença de plantas 
aquáticas 
Pequenas macrófitas 
aquáticas e/ou musgos 
distribuídos pelo leito. 
Macrófitas aquáticas ou 
algas filamentosas ou 
musgos distribuídas no rio, 
substrato com perifiton. 
Algas filamentosas ou 
macrófitas em poucas pedras 
ou alguns remansos, perifiton 
abundante e biofilme. 
Ausência de vegetação 
aquática no leito do rio ou 
grandes bancos macrófitas 
(p.ex. aguapé). 
 
 
 
 
2.4 Período de amostragem 
As coletas de macroinvertebrados aquáticos e de água foram realizadas 
mensalmente nos meses de dezembro de 2004 a março de 2005, correspondendo ao 
período de chuva e de maio a agosto de 2005 , correspondendo ao período de seca do 
Bioma Cerrado na região do Distrito Federal. 
 
2.5 Variáveis físicas e químicas da água 
Em cada estação de coleta foram feitas medidas de temperatura da água com 
auxílio de um termômetro de mercúrio graduado (0,1°C). Foram coletadas amostras de 
água para medição em laboratório dos parâmetros: pH, condutividade elétrica (µS/cm) e 
turbidez (FTU) com auxílio de um medidor HACH. As concentrações de Oxigênio 
Consumido (mg/L) foram determinadas pelo método do Permanganato de Potássio, a 
alcalinidade (mg/L) pelo método titulométrico (Golterman et al, 1978) e Oxigênio 
Dissolvido (mg/L) pelo método de Winkler (Golterman et al., 1978). Com um 
espectrofotômetro HACH DR 2000 foi determinado o teor de amônia (N-NH3+) pelo 
método de Nessler e também o fosfato (P-PO4-). A concentração de Nitrato (Mg/L) foi 
determinada pelo método de leitura de absorbância em espectrofotômetro . 
 
2.6. Macroinvertebrados aquáticos 
Para a coleta de macroinvertebrados aquáticos foi utilizado uma amostrador tipo 
puçá ( 250 μm de malha e 30 cm de largura) . Em cada coleta, foi amostrada uma área 
de 1,50m x 0,31m (0,465 m²). Foram feitas três réplicas para cada estação de coleta ao 
longo do período de estudo. As amostras foram condicionadas em sacos plásticos, e 
levadas para o laboratório onde foram lavadas sobre peneiras com abertura de malhas de 
1,00 e 0,50 mm, triadas com auxílio de microscópio estereoscópio e os exemplares 
fixados em álcool 70%. Para a identificação ao nível de família foram utilizadas chaves 
 
 
de identificação para grupos específicos: Merritt & Cummins (1996), Perez (1988) e 
Pennak (1989). Durante a identificação, os organismos foram contados e suas 
densidades expressadas como indivíduos por m² (ind./m²). Os organismos encontrados 
foram classificados nos seguintes categorias funcionais de alimentação (Merrit & 
Cummins, 1996 e Cummins et al., 2005): coletores-catadores, coletores-filtradores, 
raspadores, predadores e fragmentadores. Para cada categoria , os indivíduos foram 
separados por classes de tamanho: classe 1: menor de 10 mm; classe 2: tamanho entre 
10 e 15 mm; classe 3: tamanho entre 15 e 20 mm e classe 4: maior de 20 mm. As pupas 
não sendo classificadas em grupos funcionais de alimentação foram retiradas desta 
análise. Para determinação da biomassa seca, os macroinvertebrados foram retirados dos 
seus casulos ou conchas no caso de moluscos e separados segundo a sua categoria 
funcional e seu tamanho. Foram colocados em bandejas de alumínio previamente 
pesadas, secadas em estufa a 60°C por 48 horas e pesadas novamente em balança 
Metler H54 com precisão de 0,01 mg. Preservação em álcool 70% pode causar 
mudança na biomassa de macroinvertebrados (Leuven et al., 1985 e González et al., 
2003). No entanto, devido ao fato de que as amostras permaneceram fixadas por mais de 
5 meses tais tendências não devem afetar a sua utilização na obtenção dos resultados, 
que tem como único objetivo a comparação da biomassa entre as estações de coleta e os 
períodos de amostragem. 
2.7. Tratamento dos Resultados 
Para avaliar a estrutura da comunidade de macroinvertebrados aquáticos foram 
calculados os índices de diversidade de Shannon-Wienner e equitabilidade de Pielou 
segundo Magurran (1991), foi estimada a densidade de organismos (indivíduos/m2), a 
biomassa (g/m²), o percentual de ocorrência (de indivíduos e de grupos funcionais de 
 
 
alimentação) e a riqueza taxonômica , através do número total de táxons encontrado por 
amostra. 
Os resultados obtidos nas análises físicas e químicas da água e da comunidade 
de macroinvertebrados aquáticos foram submetidos ao teste de normalidade 
Kolmogorov-Smirnov. Como a maioria das variáveis não apresentou distribuição 
normal, foram utilizados testes não paramétricos. Para avaliar se as diferenças foram 
significativas foram utilizados o teste não paramétrico de Kruskal-Wallis e Mann-
Whitney (Zar, 1999) com os dados obtidos entre os períodos amostrais e entre as 
estações de coleta. As análises estatísticas foram realizadas utilizando-se o programa 
SPSS 12.0 for Windows (SPSS Inc., Illinois, USA). 
 
 
3. Resultados 
Considerando a influência dos fatores ambientais na ocorrência e distribuição 
das espécies aquáticas e a importância de se distinguir as respostas da fauna relativas às 
variações naturais dos sistemas, daquelas relacionadas com atividades antrópicas, 
optou-se por apresentar em primeiro lugar os resultados da caracterização ambiental e, 
em seguida, os resultados de distribuição dos macroinvertebrados aquáticos. 
3.1 Caracterização ambiental da área de estudo 
3.1.1.Condições ecológicas 
O Protocolo de Avaliação Rápida mostrou diferenças nos níveis de preservação 
das condições ecológicas ao longo do Ribeirão Sobradinho. Os resultados demonstram a 
ocorrência de um gradiente ambiental que variou de acordo com a presença humana e o 
tipo de atividade desenvolvida na área. A estação de coleta #01 foi classificada como 
pertencente a trechos naturais (pontuação 66). No entanto sua pontuação foi 
relativamente baixa para um ambiente natural, devido à descaracterização do leito 
(perda da diferenciação entre áreas correnteza e remanso, diminuição da diversidade de 
substratos, entre outros), porém sem influência antrópica direta evidente. As estações 
de coleta SOBR 03, 04, 05 e 06 próximas do centro urbano, foram classificadas com 
pertencentes a trechos impactados (pontuação entre 18 e 39). A estação SOBR 05 
apresentou a pontuação mais baixa devido à proximidade de uma estação de tratamento 
de esgoto, que tem conseqüências diretas sobre as condições ecológicas do entorno. As 
estações de coleta SOBR 02, 07 e 08 foram classificadas como pertencentes a trechos 
alterados (pontuação entre 53 e 60). Nesses locais, a ocupação das margens para 
agricultura, amplificou os efeitos da erosão e assoreamento. Além disso, a própria 
dinâmica de uso e interação dos agricultores com o rio é mais intenso, o que também 
aumenta a intensidade dos processos de degradação (Tabela 1). 
 
 
Tabela 1 - Caracterização das condições ecológicas dos trechos estudados no Ribeirão Sobradinho usando o Protocolo de Avaliação Rápida 
proposto por Callisto et al. (2002b) 
 
SOBR 01 SOBR 02 SOBR 03 SOBR 04 SOBR 05 SOBR 06 SOBR 07 SOBR 08
Tipo de ocupação das margens Natural Natural Urbano Agricultura Urbano Agricultura Agricultura Agricultura
Erosão Ausente Moderada Acentuada Acentuada Acentuada Acentuada Moderada Moderada
Alterações antrópicasAusente Ausente lixo lixo esgoto canalização fabrica lixo
Cobertura vegetal no leito parcial parcial ausente ausente ausente total total total
Odor da água ausente ausente esgoto ausente esgoto ausente ausente ausente
Oleosidade da água ausente ausente ausente ausente ausente ausente ausente ausente
Transparência da água transparente transparente turva turva opaca turva turva turva
Odor do sedimento (fundo) Ausente Ausente esgoto ausente esgoto ausente ausente ausente
Oleosidade do fundo Ausente Ausente Ausente Ausente Ausente Ausente Ausente Ausente
Tipo de fundo lama e areia lama e areia lama e areia lama e areia lama e areia lama e areia lama e areia lama e areia
Tipos de fundo
Extensão de rápidos
Freqüência de rápidos
Tipos de substrato
Deposição de lama 25- 50% 25- 50% 50-75% 50-75% >75% >75% 25- 50% 25- 50%
Depósitos sedimentares 5-30% 30-50% 30-50% 30-50% > 50% 30-50% 5-30% 5-30% 
Alterações no canal do rio <40% 40-80% 40-80% >80% >80% 40-80% <40% <40%
Fluxo das águas
Presença de mata ciliar 50 e 70% 50 e 70% < de 50% < de 50% < de 50% 50 e 70% 50 e 70% 50 e 70% 
Estabilidade das margens 5-30% 30-60% 60-100% 60-100% 60-100% 30-60% 30-60% 30-60%
Extensão de mata ciliar 6-12m 6-12m <6 m <6 m <6 m 6-12m 6-12m 6-12m
Plantas aquáticas
Pontuação 66 60 32 30 18 39 53 55
Classificação natural alterado impactado impactado impactado impactado alterado alterado
Trechos rápidos podem estar ausentes; rápidos não tão largos quanto o rio e seu
comprimento < que o dobro da largura do rio.
Rápidos com a largura igual à do rio,
mas com comprimento < que o dobro da
largura do rio.
Rápidos ou corredeiras ocasionais; habitats formados pelos contornos do fundo;
distância entre rápidos dividida pela largura do rio entre 15 e 25. Geralmente com lâmina d’água “lisa” ou com rápidos
rasos; pobreza de habitats; distância entre rápidos dividida
pela largura do rio > que 25.
Rápidos ou corredeiras ocasionais;
habitats formados pelos contornos do
fundo; distância entre rápidos dividida
pela largura do rio entre 15 e 25.
 Rápidos ou corredeiras inexistentes.
Estações de coleta
PARÂMETROS
30 a 50% de habitats diversificados; habitats 
adequados para a manutenção das populações de 
organismos aquáticos
 Menos que 10% de habitats diversificados; ausência de 
habitats óbvia; substrato rochoso instável para fixação dos 
organismos.
30 a 50% de habitats diversificados; habitats
adequados para a manutenção das populações de organismos 
aquáticos
Ausência de vegetação aquática no leito do rio ou grandes bancos macrófitas 
Fundo formado por cascalho; alguns seixos presentes Fundo pedregoso; seixos ou lamoso Fundo formado por cascalho; alguns 
seixos presentes
Lâmina d’água acima de 75% do canal do rio; ou menos de 25% do substrato exposto.
 
 
3.1.2. Precipitação 
 O regime de chuvas é um fator ambiental importante na dinâmica de 
organização e estrutura das comunidades aquáticas. Ele afeta alguns dos principais 
parâmetros associados à distribuição de espécies como vazão, entrada de matéria 
orgânica nos corpos d’água, estabilidade e disponibilidade de microhábitats. Além 
disso, altera os processos de aumento ou redução na entrada de nutrientes nos corpos 
d’água procedente das áreas ocupadas nas margens do córrego, o que invariavelmente 
afeta as comunidades aquáticas. 
Foram feitas comparações dos dados de precipitação encontrados no ano 2004 e 
2005. A comparação entre as duas escalas temporais é necessária, pois apesar de ter 
uma estação chuvosa e seca diferenciada, as regiões de clima tropical são caracterizadas 
por uma certa instabilidade na dinâmica das chuvas, o que pode ocasionar mudanças 
ambientais importantes e afetar o comportamento esperado da fauna. 
Durante o período de estudo, a pluviosidade mensal variou de 220 mm³ no mês 
de dezembro/04 a 39,1 mm³ no mês de agosto/05, o menor volume de chuvas foi 
registrado no mês de julho/04 (0,2 mm³) (Figura 5). 
 
 
 
 
 
 
 
Figura 5 - Pluviosidade mensal (mm³) na região de estudo para o período de dezembro 
de 2004 a novembro de 2005. As barras com estrela indicam os meses de coleta (dados 
fornecido pelo INMET, DF). 
0,0
50,0
100,0
150,0
200,0
250,0
300,0
350,0
400,0
450,0
dez/04 jan/05 fev/05 mar/05 abr/05 mai/05 jun/05 jul/05 ago/05 set/05 out/05 nov/05
Meses
Pl
uv
io
si
da
de
 (m
m
³)
 
 
No verão de 2004/2005 houve aumento gradual da pluviosidade com a maior 
parte das chuvas concentrando-se no mês de março, em contraste com a variação da 
pluviosdade mensal do ano anterior. Notamos ainda, que os meses de maio a julho de 
2005 tiveram valores muito baixos de precipitação em relação ao ano anterior enquanto 
o mês de agosto apresentou uma pluviosidade relativamente alta para o período de 
inverno, evidenciando novamente um desequilíbrio na distribuição das chuvas. Estas 
alterações podem vir a afetar os resultados encontrados, já que esperávamos uma maior 
distribuição da pluviosidade nos meses estudados (Tabela 2). 
Tabela 2 - Precipitação mensal na área de estudo nos anos 2004 e 2005 (Dados 
fornecido pelo INMET, DF). 
 
3.1.3. Medidas das variáveis físicas e químicas da água 
Durante o período de estudo, a temperatura média da água nas estações de coleta 
variaram entre 21,40 °C ± 1,33 (SOBR 06) a 22,23 °C ±1,10 (SOBR 02) (Figura 6). 
Não houve diferenças significativas entre as estações de coleta (Kruskall-Wallis; 
p>0,05). 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Ano JAN FEV MAR ABR MAI JUN JUL AGO SET OUT NOV DEZ
2004 43,7 215,9 126,6 142,0 90,7 27,9 27,3 0,3 16,9 99,2 151,3 220,1
2005 245,2 262,2 398,6 28,0 17,0 5,4 0,2 39,1 55,9 57,3 226,5 422,2
20,40
20,60
20,80
21,00
21,20
21,40
21,60
21,80
22,00
22,20
22,40
22,60
SOBR 01 SOBR 02 SOBR 03 SOBR 04 SOBR 05 SOBR 06 SOBR 07 SOBR 08
Estações de coleta
Te
m
pe
ra
tu
ra
 (°
C
)
 
 
Figura 6 - Variação das médias e desvio padrão da temperatura da água nas estações de 
coleta no Ribeirão Sobradinho,nos meses de dez/04 a mar/05 e de mai/05 a ago/05. 
O pH variou entre 5,91 ± 0,58 na estação SOBR 01 a 6,45 ± 0,38 na estação 
SOBR 03. Não houve diferenças significativas entre as estações de coleta (Kruskall-
Wallis; p>0,05). Os valores de Oxigênio Consumido (OC mg/L) não foram diferentes 
significativamente entre as estações de coleta apresentando valores médios entre 2,75 ± 
1,33 em SOBR 04 e 4,72 ± 1,84 em SOBR 05 (Tabela 3). 
 As concentrações de Sólidos Totais Dissolvidos (TDS mg/L), Oxigênio 
Dissolvido (OD mg/L) e Alcalinidade (mg/L CaC03) assim como as medidas de 
Condutividade elétrica (us/cm) e Turbidez (FTU) foram significativamente diferentes 
entre as estações de coleta (Kruskall- Wallis; p< 0,05) (Tabela 4). 
 
Tabela 4 - Resultados do Teste Kruskal-Wallis para os efeitos das estações de coleta 
sobre as medidas das variáveis físicas e químicas da água ao longo do Ribeirão 
Sobradinho (dez/04 a mar/05 e mai/05 a ago/05). 
 
OD 
mg/L pH 
TDS 
mg/L 
Condu. 
us/cm 
Alcalinidade 
mg/L CaC03
OC 
mg/L 
Turbidez 
FTU 
X² 36,939 8,810 28,852 30,067 34,279 7,151 27,770 
Df 7 7 7 7 7 7 7 
P ,000* ,267 ,000* ,000* ,000* ,413 ,000* 
 
 
A estação SOBR 05 apresentou o valor médio mais elevado de alcalinidade 
(39,58 ± 5,88 mg/L CaCO3), Sólidos Totais Dissolvidos (48,64 ± 21,86 mg/L), 
Condutividade elétrica (100,71 ± 43,49 µS/cm), P- PO4- (0,22 ± 0,20 mg/L) e N-NH3+ 
(7,16 ± 1,12 mg/L) e o menor valor médio de Oxigênio Dissolvido (3,6 ± 0,46 mg/L) . 
 A estação SOBR 1 apresentou a média mais baixa de Sólidos Totais 
Dissolvidos (5,61 ± 4,76 mg/L), Alcalinidade (11,95 ± 6,26 mg/L Ca CO3), 
Condutividade elétrica (12,70 ± 9,92 µS/cm), Turbidez (8,50 ± 3,12 FTU), N-NO3- 
(1,74 ± 1,34 mg/L) e N-NH3+ (0,02 ± 0,03 mg/L) (Tabela 3). 
 
 
 
 
 
 
 
Tabela 3 - Valores médios e desvio padrão das medidas físicas e químicas da água nas estações de coleta ao longo do Ribeirão Sobradinho 
(dez/04 a mar/05 e mai a ago/05). 
OD TDS Cond N-NH3+ P-PO4 3+ Alc OC TurbidezN- NO3 - Estação 
de coleta (mg/L) 
pH 
(mg/L) (µS/cm) (mg/L) (mg/L) (mg/L CaC03) (mg/L) (FTU) (mg/L) 
SOBR 
01 5,81 ± 0,60 5,91 ± 0,58 5,61 ± 4,76 12,70 ± 9,92 0,02 ± 0,03 0,06 ± 0,09 11,95 ± 6,26 3,28 ± 2,61 8,50 ± 3,12 1,74 ± 1,34 
SOBR 
02 5,94 ± 0,39 6,19 ± 0,46 21,76 ± 2,98 45,26 ± 6,04 0,29 ± 0,40 0,09 ± 0,12 15,90 ± 3,52 3,16 ± 2,35 43,63 ± 48,57 8,70 ± 0,75 
SOBR 
03 5,40 ± 0,59 6,45 ± 0,38 23,64 ± 2,43 48,78 ± 5,33 0,32 ± 0,58 0,13 ± 0,17 19,45 ± 4,05 3,73 ± 3,86 50,63 ± 72,23 8,60 ± 1,05 
SOBR 
04 5,57 ± 0,39 6,38 ± 0,34 21,73 ± 2,21 44,74 ± 4,48 0,19 ± 0,16 0,06 ± 0,07 24,65 ± 6,40 2,75 ± 1,33 26,63 ± 12,68 4,39 ± 0,93 
SOBR 
05 3,61 ± 0,46 6,33 ± 0,30 48,64 ± 21,86 100,71 ± 43,49 7,16 ± 1,12 0,22 ± 0,20 39,58 ± 5,88 4,72 ± 1,84 26,50 ± 5,15 5,63 ± 2,54 
SOBR 
06 5,55 ± 0,62 6,11 ± 0,38 19,46 ± 7,11 41,10 ± 15,17 0,81 ± 0,58 0,05 ± 0,05 15,35 ± 6,62 4,00 ± 1,68 16,75 ± 4,06 7,03 ± 1,58 
SOBR 
07 6,95 ± 0,59 6,27 ± 0,34 21,09 ± 7,86 44,15 ± 16,45 0,41 ± 0,31 0,06 ± 0,05 14,35 ± 9,75 4,31 ± 2,29 17,25 ± 6,78 7,69 ± 1,46 
SOBR 
08 6,14 ± 0,77 6,39 ± 0,34 20,06 ± 7,71 33,51 ± 18,50 0,21 ± 0,21 0,04 ± 0,05 13,50 ± 4,32 3,58 ± 2,25 21,00 ± 6,65 7,35 ± 1,32 
 
 
A análise comparativa das médias das oito estações de coleta revela que dentre 
as dez medidas analisadas foram encontradas diferenças significativas (Mann Whitney; 
p< 0,05) entre os períodos de chuva e seca para seis medidas, a variação média dos 
parâmetros Sólidos Totais Dissolvidos (TDS mg/L) e Condutividade elétrica (µS/cm) 
foi maior durante o período de seca, enquanto que as medidas de Turbidez (FTU), 
Alcalinidade (mg/L CaC03) e os teores de P- PO4- (mg/L) e Oxigênio Consumido 
(mg/L) foram maiores durante o período de chuva (Tabela 5). 
Tabela 5 - Variação média das variáveis físicas e químicas da água ao longo do Ribeirão 
Sobradinho durante o período de chuva (dez/2004 a mar/2005) e seca (mai/2005 a 
ago/2005). 
 
Variáveis Chuva Seca 
OD mg/L 5,56 ± 0,91 5,68 ± 1,16 
pH 6,16 ± 0,44 6,35 ± 0,37 
TDS mg/L 19,73 ± 10,88 25,76 ± 16,55 
Condu µS/cm 39,30 ± 22,96 53,43 ± 33,72 
N- NH3+ mg/L 1,24 ± 2,07 1,11 ± 2,62 
P- PO4- mg/L 0,11 ± 0,10 0,07 ± 0,14 
Alcal. mg/L CaC03 22,55 ± 8,66 16,13 ± 11,00 
OC mg/L 5,15 ± 2,30 2,23 ± 1,16 
Turbidez FTU 34,91 ± 43,99 17,81 ± 7,58 
Nitrato mg/L 6,50 ± 2,46 6,28 ± 2,82 
 
 
 
3.1.4. Condições ecológicas e variáveis físicas e químicas da água 
Considerando a avaliação das condições ecológicas segundo Protocolo proposto 
por Callisto et al. (2002b), as estações de coleta foram agrupadas segundo a pontuação 
obtida (1-natural (SOBR 1), 2- alterado (SOBR 02, 07 e 08) e 3- impactado (SOBR 03, 
04, 05 e 06). 
 O teste de Kruskall-Wallis mostrou que as concentrações médias de Sólidos 
Totais Dissolvidos (TDS mg/L), Oxigênio Dissolvido (OD mg/L), Alcalinidade (mg/L 
CaC03), N-NO3- (mg/L) e N-NH3+ (mg/L), assim como as medidas de Condutividade 
elétrica (µS/cm) e Turbidez (FTU) foram significativamente diferentes entre as 
classificações dadas às estações de coleta (Kruskall-Wallis; P<0,05). Os teores de P- 
PO4- (mg/L), Oxigênio Consumido (mg/L) e os valores médios de pH não foram 
significativamente diferentes (Kruskall-Wallis; p>0,05) (Tabela 6). 
Tabela 6 - Resultados do Teste Kruskal-Wallis para os efeitos das estações de coleta 
classificadas segundo Protocolo, sobre as medidas físicas e químicas da água nas 
estações de coleta ao longo do Ribeirão Sobradinho (dez/04 a mar/05 e mai/05 a 
ago/05). 
 
 
OD 
mg/L 
pH TDS 
mg/L 
Cond. 
µS/cm
 NH3+ 
mg/L 
PO4-
mg/L 
Alca. mg/L 
CaC03 
OC 
mg/L 
Turbidez 
FTU 
NO3-
mg/L 
X² 23,241 3,707 19,508 19,631 13,674 2,219 19,774 0,760 19,483 25,876 
df 2 2 2 2 2 2 2 2 2 2 
P 0,000* 0,157 0,000* 0,000* 0,001* 0,330 0,000* 0,684 0,000* 0,000* 
 
 De um modo geral, nota-se que algumas variáveis de qualidade da água foram 
mais alteradas que outras, ao longo do gradiente ambiental e de ocupação humana. As 
medidas de pH, fosfatos e oxigênio consumido foram relativamente similares entre as 
diferentes estações de coleta, enquanto as medidas de amônia, alcalinidade, sólidos 
totais dissolvidos, turbidez e condutividade elétrica, apresentaram um aumento 
 
 
progressivo, e no caso do oxigênio dissolvido uma diminuição, de acordo com a 
intensidade da presença humana e condição de preservação. 
Quando comparadas às estações de coletas que tiveram suas condições 
ecológicas classificadas como alteradas e impactadas encontrou-se que houve diferenças 
significativas para os parâmetros alcalinidade, oxigênio dissolvido, Nitrato e Amônia 
(Mann-Whitney; p<0,05). 
 As estações de coleta agrupadas como trechos impactados (#3) apresentaram 
juntas, maiores valores médios de Sólidos Totais Dissolvidos (TDS) (28,37 ± 16,29 
mg/L), Alcalinidade (24,76 ±10,84 mg/L CaC03), N-NH3+ (2,12 ± 3,04 mg/L), assim 
como as medidas de Condutividade elétrica (58,83 ± 33,18 µS/cm) e Turbidez (30,13 ± 
37,22 FTU) enquanto que a concentração média de Oxigênio Dissolvido (OD) foi 
menor (5,03 ± 0,97 mg/L). A estação SOBR 1, única classificada como pertencente a 
trecho natural (#1) apresentou os menores valores médios nas concentrações dos 
nutrientes amônia e nitrato (Figura 7). 
Segundo a resolução n° 357 do CONAMA de 2005, que dispõe sobre a 
classificação dos corpos de água e diretrizes ambientais para o seu enquadramento, a 
análise das variáveis físicas e químicas da água realizada durante o estudo no Ribeirão 
Sobradinho mostra que a estação de coleta SOBR 1 encontra-se enquadrada dentro dos 
padrões de qualidade de água classe 1. A estação SOBR 5 tem as condições da água 
dentro dos limites estabelecidos de classe 4 e as demais estações estão enquadradas no 
padrão de qualidade água para classe 2. Só a água da estação SOBR 5 não pode ser 
destinada ao abastecimento para consumo humano pois tem suas variáveis físicas e 
químicos influenciados pela proximidade de uma estação de tratamento de esgotos 
provocando um estado de degradação que pode comprometer a saúde humana e a 
manutenção da biodiversidade. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 Figura 7 - Variação dos valores das variáveis medidas nas 8 estações de coleta, agrupadas segundo Protocolo de Avaliação Rápida 
(Callisto, et al., 2002b). 1- Trecho do rio natural (SOBR 1), 2- trecho alterado (SOBR 02, 07 e 08), 3- trecho impactado (SOBR 3,4,5 e 6). 
1 2 3
PROTOCOLO
3,00
4,00
5,00
6,00
7,00
8,00
O
D
 m
g/
L
1 2 3
PROTOCOLO
0,0
20,0
40,0
60,0
80,0
T
D
S 
 m
g/
L
1 2 3
PROTOCOLO
0,0
2,0
4,0
6,0
8,0
10,0
12,0
N
itr
at
o 
m
g/
L
1 2 3
PROTOCOLO
0,00
2,00
4,00
6,00
8,00
10,00
N
h
3
 
m
g
/L
1 2 3
PROTOCOLO
0,00
50,00
100,00
150,00
C
on
d.
 (
µS
/c
m
)
1 2 3
PROTOCOLO
0,0
10,0
20,0
30,0
40,0
50,0
A
lc
al
in
id
ad
e 
m
g
/L
 C
aC
0
3
1 2 3
PROTOCOLO
0
50
100
150
200
250
T
ur
bi
de
z 
 F
T
U
 
 
3.2. Caracterização da comunidade de macroinvertebrados aquáticos 
 
 Nas estações de coleta ao longo do Ribeirão Sobradinho foi encontrado um total 
de 29.637 organismos distribuídos em 44 táxons. Destes, 4 táxons foram do filo 
Mollusca, 2 do filo Annelida, 1 do filo Platyhelminthes, 1 Arachnoidea e 36 da classe 
Insecta. A estrutura da fauna seguiu o padrão geral de organização das comunidades de 
macroinvertebrados com a ocorrência de muitos táxons raros e alguns poucos táxons 
abundantes. A classe Insecta está representada pelas Ordens Ephemeroptera, Odonata, 
Hemiptera, Trichoptera, Lepidoptera, Coleoptera e Diptera. Apresentaram maior 
número de táxons a Ordem Diptera e Trichoptera, com 8 e 7, respectivamente. Os 
táxons com maior freqüência de ocorrência foram os da sub-família Chironominae da 
Ordem Diptera (66,61%) e o Annelida da Classe Oligochaeta (18,44%). Trinta e nove 
táxons apresentaram freqüência de ocorrência menor que 1% (Tabela 7). 
Tabela 7 - Densidade média (ind/m²),desvio padrão e freqüência de ocorrência (%) dos 
táxons se macroinvertebrado aquáticos encontrados nas estações de coleta durante o 
período de estudo no Ribeirão Sobradinho, DF. 
Táxon 
Densidade média 
(ind/m²) 
Freqüência de 
ocorrência (%) 
Platyhelminthes 
 Turbellaria 
 Tricladida 
 Planariidae 2,59 ± 20,70 0,56 
Annelida 
 Oligochaeta 85,38 ± 537,76 18,44 
 
 
Hirudinea 9,64 ± 34,38 2,08 
Mollusca 
 Gastropoda 
 Prosobranchia 
 Planorbidae 2,72 ± 17,48 0,59 
 Physidae 0,03 ± 0,27 0,01 
 Thiaridae 
 
 Melanoides 
tuberculatus 0,81 ± 2,91 0,17 
 Bivalvia 
 Sphaeriidae 1,78 ± 6,98 0,38 
Arthropoda 
 Arachnoidea 
 Hydracarina 0,07 ± 0,38 0,01 
 
 
 Tabela 7 - (continuação) 
Táxons 
Densidade média 
(ind/m²) 
Freqüência de 
ocorrência (%) 
 Insecta 
 Ephemeroptera 
 Caenidae 0,03 ± 0,27 0,01 
 Leptophlebiidae 0,34 ± 1,96 0,07 
 Baetidae 0,97 ± 5,75 0,21 
 Odonata 
 Calopterygidae 0,37 ± 1,18 0,08 
 Coenagrionidae 1,04 ± 1,80 0,22 
 Gomphidae 
 Aphylla 1,61 ± 3,09 0,35 
 n.i.* 2,02 ± 4,14 0,44 
 Libellulidae 
 Libellula 1,98 ± 4,02 0,43 
 Hemiptera 
 Nepidae 0,07 ± 0,54 0,01 
 Corixidae 0,17 ± 0,70 0,04 
 Belostomatidae 0,50 ± 1,52 0,11 
 Naucoridae 3,90 ± 14,19 0,84 
 Veliidae 0,20 ± 0,63 0,04 
 Trichoptera 
 Hydropsychidae 1,28 ± 4,31 0,28 
 Hydroptilidae 0,24 ± 1,16 0,05 
 Calamoceratidae 
 Phylloicus 0,24 ± 1,44 0,05 
 Leptoceridae 0,97 ± 2,65 0,21 
 Polycentropodidae 0,10 ± 0,60 0,02 
 Glossomatidae 0,03 ± 0,27 0,01 
 Trichoptera n.i.* 0,13 ± 0,65 0,03 
 Lepidoptera 
 Pyralidae 
 Petrophila 0,24 ± 1,39 0,05 
 Coleoptera 
 Hydrophilidae (Larva) 0,30 ± 1,37 0,07 
 Hydrophilidae (Adulto) 0,91 ± 3,13 0,20 
 Dytiscidae (Larva) 0,54 ± 1,58 0,12 
 Dytiscidae (Adulto) 0,67 ± 1,75 0,15 
 Elmidae (Larva) 3,33 ± 8,07 0,72 
 Elmidae (Adulto) 1,78 ± 8,05 0,38 
 Diptera 
 Tipulidae 0,44 ± 1,49 0,09 
 Simuliidae 0,27 ± 1,46 0,06 
 Ceratopogonidae 2,89 ± 5,42 0,62 
 Chironomidae 
 Chironominae 308,47 ± 995,39 66,61 
 Tanypodinae 6,25 ± 25,28 1,35 
 Empididae 0,20 ± 0,99 0,04 
 Psychodidae 0,17 ± 0,88 0,04 
 Tabanidae 0,17 ± 1,10 0,04 
 Diptera n.i.* 17,24 ± 61,76 3,72 
* não identificado 
 
 
 
 
3.2.1. Distribuição da comunidade de macroinvertebrados por época de coleta 
Com relação à influência dos períodos de chuva e seca, foi observada maior 
densidade média de organismos no período de chuva (4 726,25 ± 6 177,68 ind./m²) que 
no período de seca (2 682,75 ± 1289,504 ind./m²), porém com um desvio padrão maior 
durante o período de chuva (Figura 8). 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Figura 8 - Densidade média (ind./m²) e desvio padrão dos macroinvertebrados aquáticos 
encontrados durante o período de chuva e seca no Ribeirão Sobradinho, DF (dez/04 a 
mar/05 e mai/05 a ago/05). 
 
De um modo geral, o aumento do número de indivíduos no período de chuva foi 
um resultado surpreendente, considerando que nesta época do ano era esperada uma 
menor abundância, em virtude do aumento na pluviosidade. Este resultado pode, 
entretanto, estar associado ao fato de que a dinâmica de chuvas no ano de estudo foi 
atípica, com uma maior concentração das chuvas no mês de março e relativa 
estabilidade da pluviosidade nos meses de dezembro a fevereiro. A época das chuvas é 
acompanhada também de um grande aporte de matéria orgânica no rio, o que representa 
aumento na disponibilidade de hábitat e alimento para a fauna, assim estes recursos 
0,00
2000,00
4000,00
6000,00
8000,00
10000,00
12000,00
Chuva Seca
Período de coleta
D
en
si
da
de
 m
éd
ia
 (i
nd
.m
²
 
 
podem ter permanecido mais estáveis para a fauna, ocasionando então um aumento na 
abundância de táxons. 
Considerando os valores de riqueza taxonômica, Equitabilidade de Pielou e 
Diversidade Shannon-Wienner não houve diferença significativa entre os períodos de 
seca e de chuvas (Tabela 8). 
Tabela 8 - Resultados da riqueza taxonômica, Equitabilidade de Pielou e Diversidade 
Shannon-Wienner, segundo Magurran (1991), e densidade (ind./m²) para os 
macroinvertebrados aquáticos encontrados por mês de coleta e por período de chuva e 
seca no Ribeirão Sobradinho, DF. 
 
Foram encontrados maiores valores de densidade nos meses de dezembro 2004 e 
junho de 2005. Os valores de densidade totais encontrados durante os meses de coleta 
foram devido à presença de larvas da sub-família Chironominae que contribuiu com 
mais de 58% da densidade total encontrada em todos os meses de coleta (Figura 9). 
 Mês de coleta 
 
Período de Chuva Período de seca 
 
dez/04 jan/05 fev/05 mar/05 Total mai/05 jun/05 jul/05 ago/05 Total 
Riqueza Total 32 28 14 19 37 18 32 22 31 39
Densidade Total 13 985 1 886 1 292 1 742 18 905 1 486 4 297 1 817 3 131 10 731
Diversidade Shannon- 
Wienner (H') 1,44 0,98 0,55 0,92 1,13 0,96 1,35 1,25 1,39 1,38
Equitabilidade (J) 0,415 0,294 0,208 0,312 0,31 0,332 0,390 0,404 0,405 0,38
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
dez/04 jan/05 fev/05 mar/05 mai/05 jun/05 jul/05 ago/05
Meses de coleta
Fr
eq
üê
nc
ia
 re
al
tiv
a 
(%
)
Outros grupos
Chironominae
 
 
 
Figura 9 - Freqüência relativa (%) de larvas do táxon Chironominae presentes no 
Ribeirão Sobradinho, durante os meses de coleta. 
Na analise da estrutura da comunidade de macroinvertebrados aquáticos por mês 
de coleta observa-se diferenças significativas (Kruskall-Wallis; p<0,05) em relação à 
densidade numérica e a riqueza taxonômica de organismos (Tabela 9). 
 
Tabela 9 - Resultados do teste de Kruskal-Wallis para os efeitos do mês de coleta sobre 
a densidade, Diversidade de Shannon-Wienner, Equitabilidade de Pielou e riqueza 
taxonômica de macroinvertebrados aquáticos no Ribeirão Sobradinho (DF). 
 
Efeito Variável df X² P 
Densidade 7 20,305 0,005* 
Diversidade 7 12,457 0,086 
Equitabilidade 7 3,973 0,783 
Mes de coleta 
Riqueza 7 28,442 0,000* 
 
À exceção do mês de dezembro de 2004, a estrutura da comunidade seguiu o 
padrão esperado de variação sazonal para a região. Os resultados indicam a ocorrência 
de uma variação temporal na estrutura das comunidades de macroinvertebrados 
avaliadas. Isto também foi observado por outros trabalhos realizados em rios da região 
do Brasil central e cerrado de Minas Gerais (Callisto & Goulart, 2005, Bispo et al., 
2001; Bispo & Oliveira 1998), onde a variação sazonal se apresenta como fator de 
alteração da estrutura da comunidade de macroinvertebrados aquáticos. 
 
3.2.2. Distribuição da fauna por estação de coleta 
Considerando a distribuição de organismos entre as estações de coleta foi 
observado que a comunidade de macroinvertebrados aquáticos foi significativamente 
 
 
diferente em relação à sua densidade, diversidade, riqueza e equitabilidade (Kruskall-
Wallis; p< 0,05) (Tabela 10). 
Tabela 10 - Resultados do teste Kruskal-Wallis para os efeitos de cada estação de coleta 
sobre a densidade, Diversidade de Shannon-Wienner, Equitabilidade de Pielou e riqueza 
taxonômica de macroinvertebrados aquáticos no Ribeirão Sobradinho (DF). 
 
Efeito Variável df X² P 
Densidade 7 25,488 0,001 
Diversidade 7 28,408 0,000 
Equitabilidade 7 23,806 0,001 
Estação de coleta 
Riqueza 7 16,860 0,018 
 
Os valores de riqueza taxonômica variaram de 6 (SOBR 5) a 34 táxons (SOBR 
01) durante o período de estudo. O mais alto valor do Índice de Diversidade de 
Shannon-Wienner foi encontrado na estação de coleta SOBR 1 (2,73) enquanto que os 
mais baixos valores foram encontrados nas estações SOBR 03 e SOBR 05 (0, 82) 
(Tabela 11). 
 
Tabela 11 - Riqueza taxonômica, Equitabilidade de Pielou e Diversidade ShannonWienner, segundo Magurran (1991), e densidade (ind./m²) para macroinvertebrados 
aquáticos encontrados durante o período de estudo por estações de coleta no Ribeirão 
Sobradinho (DF). 
 
Na estação SOBR 05 uma alta densidade de organismos foi encontrada devido 
ao grande número de larvas do grupo Chironominae. A densidade média deste táxon 
 Estações de coleta 
 SOBR 
1 
SOBR 
2 
SOBR 
03 
SOBR 
04 
SOBR 
05 
SOBR 
06 
SOBR 
07 
SOBR 
08 
Riqueza Total 34 22 23 23 6 25 24 28 
Densidade Total 768 1 138 2 146 338 21 839 1 185 1 819 404 
Diversidade Shannon- 
Wienner (H') 2,73 1,49 0,82 2,33 0,82 1,77 1,67 2,53 
Equitabilidade (J) 0,774 0,482 0,262 0,743 0,458 0,550 0,525 0,759 
 
 
nesta estação de coleta foi de 1 920,16 ± 2 292,65 ind./m². A estação SOBR 04 
apresentou a mais baixa densidade 338 ind./m², seguido por SOBR 08 com 404 ind./m². 
 Baixas densidades médias foram encontradas na maioria das demais 
populações. Seis dos 7 táxons pertencentes à Ordem Trichoptera e todos os táxons 
pertencentes à Ordem Ephemeroptera, Lepidoptera e à Classe Arachnoidea 
apresentaram densidades média abaixo de 1ind/m². No total, 27 táxons apresentaram 
densidades médias < de 1ind/m² (Anexo A). 
Considerando a avaliação das condições ecológicas segundo Protocolo de 
Avaliação Rápida proposto por Callisto et al. (2002b), o primeiro destaque destes 
resultados é a distinção entre os valores de riqueza de táxons nas áreas impactadas, e os 
valores encontrados nas demais estações. Enquanto que na área considerada como 
natural, o número de grupos taxonômicos foi de 34 táxons; nas áreas impactadas estes 
valores foram reduzidos, sendo observado entre 6 e 25 táxons (Figura 10). 
 
 
 
 
Riqueza Total
0
5
10
15
20
25
30
35
40
SOBR
01
SOBR
02
SOBR
03
SOBR
04
SOBR
05
SOBR
06
SOBR
07
SOBR
08
Diversidade Shannon- Wienner (H')
0
0,5
1
1,5
2
2,5
3
SOBR
01
SOBR
02
SOBR
03
SOBR
04
SOBR
05
SOBR
06
SOBR
07
SOBR
08
Equitabilidade (J)
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
SOBR
01
SOBR
02
SOBR
03
SOBR
04
SOBR
05
SOBR
06
SOBR
07
SOBR
08
Trecho natural 
Trecho alterado 
Trecho impactado 
Figura 10 - Variação da Diversidade de Shannon-Wienner, Equitabilidade de Pielou e riqueza 
taxonômica de organismos no Ribeirão Sobradinho (DF), agrupadas segundo resultado do 
Protocolo de Avaliação Rápida (Callisto, et al., 2002b) 1- natural (SOBR 1), 2- alterado 
(SOBR 02, 07 e 08) e 3- impactado (SOBR 03, 04, 05 e 06). 
 
 
 
Os resultados encontrados na estação SOBR 1, o trecho natural, merecem 
destaque. Este foi o único local que apresentou uma riqueza de táxons relativamente alta 
e maior diversidade (H’=2,73), mas, ao contrario, apresentou uma baixa densidade de 
indivíduos (768 indivíduos) semelhante à encontrada nas estações SOBR 4 (trecho 
impactado) e SOBR 8 (trecho alterado). 
A estação SOBR 1, 8 e 4 parecem ter um mesmo padrão de influência antrópica 
nos corpos d’água, podendo levar à perda na abundância de espécies. A diferença entre 
elas é que a influência antrópica promoveu, além desta redução, uma perda na riqueza 
de táxons, que não foi observada na estação SOBR 1. A ocupação das margens para a 
agricultura e a presença de lixo foram a influência de maior intensidade, cujos efeitos 
puderam ser diferenciados. 
 No entanto os índices de diversidade de Shannon-Wienner nas estações SOBR 4 
e 8 foram maiores do que os observados nos outros locais impactados e alterados. 
Acreditamos que este resultado pode estar associado à teoria do distúrbio intermediário 
(Connel, 1978), segundo a qual há um crescimento do número de espécies nas áreas 
caracterizadas por um nível intermediário de impacto. Ambas enquadram-se nessa 
condição, pois representam uma área de transição entre o trecho preservado e as áreas 
de desmatamento mais consolidado. Assim estes trechos do córrego, são influenciados 
tanto pelas condições características da área protegida, quanto pelos distúrbios 
promovidos pelo desmatamento, proporcionando uma maior heterogeneidade ambiental, 
a qual resulta numa maior diversidade de microhábitats para a fauna. 
Os trechos do ribeirão considerados como impactados apresentaram os menores 
valores de Diversidade (SOBR 03 e 05; H’=0,82) e o menor valor de Riqueza (SOBR 
05; 6 taxóns) Os baixos índices de Diversidade de Shannon-Wienner encontrados nas 
 
 
estações impactadas 3 e 5 estão associadas à presença de poluição orgânica, detectada 
através da avaliação dos parâmetros físicos e químicos. No caso da estação de coleta 
SOBR 5 esta associação foi mais evidente devido à proximidade a uma estação de 
tratamento de esgoto. Baixas concentrações de oxigênio dissolvido e altas 
concentrações de amônia em relação às outras estações de coleta, foram comuns durante 
o período de estudo. 
Outro resultado a considerar foi relativo aos valores do índice de Equitabilidade 
de Pielou. Esperávamos encontrar uma redução em função do gradiente de preservação, 
não apresentando nenhum padrão consistente. Como é uma medida baseada na relação 
da diversidade com abundância, refletiu as alterações nesses dois parâmetros. 
 
3.2.3. Grupos funcionais de alimentação de macroinvertebrados aquáticos 
 Optamos por realizar este tipo de análise por ter um alto número de organismos 
com densidades de 1 ind./m². As diferenças na organização funcional da comunidade de 
macroinvertebrados entre os pontos de coleta podem refletir melhor a natureza da fonte 
alimentar presente em cada estação de coleta (Gonzalez et al., 2003). O estudo de 
classificação dos hábitos alimentares dos macroinvertebrados aquáticos permite 
identificar alterações na composição das guildas (conjunto de organismos de espécies 
diferentes que se alimentam de um mesmo recurso alimentar) e relacioná-las às 
mudanças na qualidade da água e no substrato, decorrentes de fontes poluidoras e 
assoreamentos (Callisto & Gonçalves, 2002). 
A composição em grupos funcionais de alimentação dos macroinvertebrados 
aquáticos encontrados no Ribeirão Sobradinho mostrou um domínio claro de predadores 
em relação à riqueza taxonômica (22 táxons) e menor riqueza do grupo fragmentadores 
com 1 taxón apenas, seguido dos coletores filtradores com 5 táxons (Tabela 12). 
 
 
 
Tabela 12 – Classificação dos macroinvertebrados aquáticos encontrados no Ribeirão 
Sobradinho , DF segundo o grupo funcional de alimentação . 
 Grupos Funcional de alimentação 
Fragmentador (Frg) 
 Arthropoda; Insecta; Trichoptera; Calamoceratidae; Phylloicus 
Coletor- Catador (Co- Ca) 
 Annelida; Oligochaeta 
 Arthropoda; Insecta; Ephemeroptera; Leptophlebiidae 
 Arthropoda; Insecta; Ephemeroptera; Caenidae 
 Arthropoda; Insecta; Ephemeroptera; Baetidae 
 Arthropoda; Insecta; Coleoptera ; Elmidae (Larva) 
 Arthropoda; Insecta; Diptera; Chironomidae; Chironominae 
 Arthropoda; Insecta; Diptera; Psychodidae 
Coletor- Filtrador (Co-Fil) 
 Mollusca; Bivalvia; Sphaeriidae 
 Arthropoda; Insecta; Trichoptera; Hydropsychidae 
 Arthropoda; Insecta; Trichoptera; Leptoceridae (em parte) 
 Arthropoda; Insecta; Trichoptera; Polycentropodidae 
 Arthropoda; Insecta; Diptera; Simuliidae 
Raspadores (Rasp) 
 Mollusca; Gastropoda; Planorbidae 
 Mollusca; Gastropoda; Thiaridae; Melanoides tuberculatus 
 Mollusca; Gastropoda; Physidae 
 Arthropoda; Insecta; Hemiptera ; Corixidae 
 Arthropoda; Insecta; Trichoptera; Glossomatidae 
 Arthropoda; Insecta; Trichoptera; Hydroptilidae 
 Arthropoda; Insecta; Lepidoptera; Pyralidae; Petrophila 
 Arthropoda; Insecta; Coleoptera ; Elmidae (Adulto) 
Predadores (Pr) 
 Platyhelminthes ; Turbellaria; Tricladida; Planariidae 
 Annelida; Hirudinea 
 Arthropoda; Arachnida; Acari; Hydracarina 
 Arthropoda; Insecta; Odonata; Calopterygidae 
 Arthropoda; Insecta; Odonata; Coenagrionidae 
 Arthropoda; Insecta; Odonata; Gomphidae; Aphylla 
 Arthropoda; Insecta; Odonata; Gomphidae; n.i. 
 Arthropoda; Insecta; Odonata; Libellulidae; Libellula 
 Arthropoda; Insecta; Hemiptera