UNIVERSIDADE FEDERAL FLUMINENSE INSTITUTO DE BIOLOGIA PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM BIOLOGIA MARINHA INFLUÊNCIA DA TEMPERATURA NA DISTRIBUIÇÃO LATITUDINAL DE PEIXES RECIFAIS NA COSTA BRASILEIRA THIAGO CUNHA DE OLIVEIRA Dissertação de Mestrado apresentada ao Programa de Pós-Graduação em Biologia Marinha do Departamento de Biologia Marinha, Instituto de Biologia, Universidade Federal Fluminense, como requisito parcial para a obtenção do Grau de Mestre em Biologia Marinha. Orientador: Dr. Carlos Eduardo L. Ferreira Niterói Fevereiro de 2011 iii “A Terra é Azul.” - Yuri Gagarin, cosmonauta soviético 50 anos atrás iv AGRADECIMENTOS A Deus. À minha família. Aos amigos. A todos que tiveram participação na minha formação, no mais amplo dos sentidos. A todos que torcem por mim e me apóiam não importa em quê. Aos professores. À Banca. Aos colegas de curso. Aos colegas de laboratório. Aos colaboradores, todos eles. A todos que amo. Para Alzira, Lourival, Eliane, Monique, Claudio e por último, mas não menos importante, para Clarisse. v ÍNDICE 1 Resumo................................................................................................. 1 2 Abstract................................................................................................. 2 3 Introdução............................................................................................. 3 4 Métodos................................................................................................10 4.1 Área de Estudos..............................................................................10 4.2 Obtenção de Dados.........................................................................11 4.3 Análise dos Dados...........................................................................15 5 Resultados............................................................................................17 6 Discussão.............................................................................................29 6.1 A Diversidade de Habitats..............................................................29 6.2 A Temperatura................................................................................33 6.3 As Espécies Que Não Transpõem a Barreira De Temperatura...............................................................35 7 Conclusão.............................................................................................37 8 Referências Bibliográficas....................................................................39 9 Apêndice...............................................................................................49 vi LISTA DE TABELAS Tabela 1: Origem dos dados sobre presença e ausência de peixes recifais utilizados neste trabalho. ...............................................................................12 Tabela 2: Lista de espécies que ocorrem apenas na porção mais quente (nordeste) ou apenas na porção mais fria (sudeste) da costa. ...............................................................................18 Tabela 3: Modelo de regressão logística selecionado pelo método passo a passo, apresentando as principais categorias selecionadas. ...............................................................................26 Tabela 4: Testes qui-quadrado para os atributos significativos apontados pelo modelo de regressão logística. ...............................................................................26 Tabela 5: Modelo linear generalizado misto (glmm) considerando o efeito aleatório do atributo “família”. ...............................................................................28 Tabela 6: Teste t e seu equivalente não paramétrico a fim de verificar a diferença entre as médias de profundidade máxima entre os grupos dos que transpõem e os que não transpõem a barreira. ...............................................................................28 vii LISTA DE FIGURAS Figura 1: Mapa do Brasil mostrando os locais de onde os dados mostrados na tabela 1 provieram. ...............................................................................12 Figura 2: Quantidade de espécies registradas em cada família. ...............................................................................19 Figura 3: Chance de transpor a barreira associada a cada família. ...............................................................................19 Figura 4: Chance de transpor a barreira associada à profundidade máxima de ocorrência. ...............................................................................20 Figura 5: Regressão logística mostrando como a chance de transpor a barreira varia de acordo com a profundidade máxima registrada para as espécies. ...............................................................................20 Figura 6: Chance de transpor a barreira associada ao grupo trófico. ...............................................................................21 Figura 7: Chance de transpor a barreira associada ao tamanho máximo corporal das espécies. ...............................................................................22 Figura 8: Regressão logística mostrando como a chance de transpor a barreira varia de acordo com o tamanho máximo registrado para as espécies. ...............................................................................22 Figura 9: Chance de transpor a barreira associada ao tipo de desova realizado. ...............................................................................23 Figura 10: Chance de transpor a barreira associada à realização de rafting. ...............................................................................24 Figura 11: Árvore de classificação mostrando de que forma os atributos dividem as espécies em relação à capacidade de transpor a barreira. ...............................................................................25 1 1 RESUMO Os ambientes recifais ao longo da costa brasileira apresentam características diferentes. Enquanto no nordeste encontramos formações de origem biológica e maiores temperaturas médias da água, no sudeste encontramos principalmente formações abiogênicas e menores temperaturas. Acompanhando este gradiente, também encontramos espécies no nordeste que não estão no sudeste e vice-versa, ao passo que a maioria delas são encontradas ao longo de toda a costa. O objetivo deste trabalho foi identificar quais são as espécies que estão restritas a estas áreas bem com aquelas que ocorrem em toda a costa brasileira. Além disso, determinar quais características estão ligadas à capacidade de uma dada espécie ser encontrada tanto no nordeste quanto no sudeste, transpondo a barreira imposta pela temperatura e todos as diferenças ambientais que acompanham seu gradiente, ou ainda quais características restringem essa capacidade. Para isso, reunimos uma base de dados de peixes recifais com dados de presença e ausência de populações estabelecidas de 241 espécies em 17 localidades da costa, além dos atributos: família, grupo trófico, profundidade máxima, tamanho máximo, realização de rafting, tipo de desova e, por fim, um atributo dicotômico considerando se cada uma delas transpõe ou não a barreira da temperatura, baseado na distribuição pelas 17 localidades e nos demais atributos. A fim de testar quais destas características são melhores preditores da capacidade de transpor a barreira da temperatura, utilizamos uma abordagem tripla, com uma análise do tipo árvore de classificação, depois com a realização de uma regressão logística e por fim a construção de um modelo generalizado linear misto (GLMM). Das 241 espécies de peixes consideradas, 80% estavam presentes tanto no nordeste quanto no sudeste, 12% encontradas apenas no nordeste e 8% apenas no sudeste. O GLMM mostrou que apenas a categoria “muito profundo” mostrou resultados significativos ao caracterizar o grupo das espécies que transpõem a barreira. A heterogeneidade dos grupos, principalmente daqueles encontrados apenas no nordeste (mais quente) e apenas no sudeste (mais frio), as quais não transpõem a barreira, portanto, indicou que: 1) talvez a análise não tenha sido capaz de caracterizá-los pela falta de informações acerca de outras espécies que não puderam ser incluídas no trabalho e/ou 2) a costa brasileira é bem conectada, e vencer a barreira pode ser uma questão ecológica nicho-específica e/ou espécie-específica, não podendo ser descrita apenas por atributos macroecológicos (ao menos os considerados neste trabalho). Foram discutidas ainda algumas características ecológicas e específicas que possam explicar a restrição na distribuição de algumas espécies exclusivas dos ambientes mais frios e dos ambientes mais quentes. PALAVRAS-CHAVE: macroecologia, temperatura, biogeografia, peixes recifais 2 2 ABSTRACT Reef sites along the Brazilian coast have different characteristics. While formations found in the northeast show biogenic origin and higher average water temperatures, those found in Southeast show abiogenic formation and lower temperatures. Following this gradient, some species are found in the northeast while not in the southeast and vice versa, although most of them are found along the entire coast. The aim of this study was to identify which species are restricted to each of these areas and point those that occur throughout the Brazilian coast. Also, to determine what characteristics are linked to the ability of a given species to be found in both the northeast and southeast, crossing the barrier imposed by temperature differences and all its environmental gradient, or which trait could restrict this crossing ability. We assembled a database with established populations reef fish presence and absence data of 241 species from 17 sites of the Brazilian coast, along with the following attributes: family, trophic group, maximum depth, maximum size, rafting, spawning mode and, finally, a dichotomous attribute considering the ability to cross the temperature barrier, based on the distribution along the 17 sites and other given attributes. To test which of these characteristics are better predictors of the ability to overcome the temperature barrier, we used a threefold approach, with a classification tree analysis, then with the realization of a logistic regression and finally with the construction of a generalized linear mixed model (GLMM). Of the 241 fish species considered in this study, 80% were present in both the northeast and southeast, 12% found only in the Northeast and 8% only in the southeast. The GLMM indicated that only the "very deep" depth trait showed significant results to characterize the group able to cross the barrier. The heterogeneity of species groups, particularly those found only in northern (warmer) and only in the southeast (colder), which do not cross the barrier, therefore, indicated that: 1) the analysis may not have been able to characterize them by the lack of information about other species that could not be included in this work and/or 2) the Brazilian coast is well connected, and overcome the barrier could be an ecological niche-specific issue or species-specific and can not be described only by macroecological attributes (at least those considered in this work). We also discussed some specific and ecological characteristics that could explain the restriction on the distribution of some species within colder or warmer reef environments along the Brazilian coast. KEYWORDS: macroecology, temperature, biogeography, reef fish 3 3 INTRODUÇÃO E se, há mais de 500 anos, Cabral chegasse à costa brasileira e encontrasse não índios, mas europeus, além de um cenário natural com fauna e flora similares àquelas da Europa? E se Darwin, há quase 200 anos, chegasse ao Brasil e encontrasse por aqui as mesmas espécies de plantas e animais com as quais estava habituado em sua Inglaterra natal? Desde que o homem, ao se afastar de casa, passou a perceber que encontrava mudanças no cenário natural, a própria curiosidade suscitou questões acerca do por que de encontrar tais padrões. Atualmente, uma das formas que o homem encontrou para tentar responder - ao menos parcialmente - a estas questões, atende pelo nome de biogeografia. De forma bastante simples, poderíamos definir a biogeografia como um campo da ciência que busca entender os padrões de distribuição dos organismos pela superfície do planeta Terra, no presente e no passado. Com o esforço voltado para a descrição dos padrões de distribuição e depois, com a investigação dos processos de aparecimento e desaparecimento das espécies ao longo do tempo e do espaço, a biogeografia veio tentar explicar não o porquê, mas como isso se deu, principalmente em escalas maiores do que a ecologia (Craw, 1984). Por seu objetivo de tentar compreender os padrões encontrados na natureza, este campo se aproxima da macroecologia, que foi definida por Brown e Maurer (1989) como a análise ecológica da distribuição geográfica e da abundância dos organismos em escalas espacial e temporal. Daí também a 4 importância de trabalhos que reconstituem o ambiente passado, no caso do mar, classificados como de paleoceanografia (Brown e Lomolino, 1998). Os padrões macroecológicos servem de base para entendermos como as áreas de endemismo estão distribuídas nos oceanos. De acordo com a regra de Bergmann, o tamanho dos organismos de uma mesma espécie aumenta conforme aumenta a latitude (McDowall, 2008). De outra maneira, o aumento da latitude também representa uma diminuição da diversidade marinha em geral (Willig et al., 2003) e da taxa de herbivoria (Floeter et al., 2005), entre outras características, influenciando na própria estrutura das comunidades (Floeter et al., 2004). A heterogeneidade de habitats geralmente está relacionada a uma maior diversidade (Rocha et al., 2007). Os recifes de coral, por sua variedade de nichos, estão entre os ambientes mais diversos do planeta (Joyeux et al., 2001). Representam, no ambiente marinho, os locais onde os processos de especiação se deram – e se dão – com maior intensidade (Briggs, 2003) e por isso são chamados de hotspots. As primeiras análises biogeográficas abrangendo peixes recifais – e por recifais consideramos todas as espécies que, de alguma forma e/ou em algum momento da vida utilizam o ambiente recifal - na costa brasileira, avaliando dados de composição específica em pontos da costa sul até a costa nordeste, delinearam os primeiros padrões de divisão entre domínios tropicais, subtropicais e ilhas oceânicas (Floeter et al., 2001). A costa brasileira apresenta considerável grau de endemismo, tanto de peixes recifais quanto de outros filos. Esta diferença na composição de 5 espécies em relação a outras áreas, correspondendo a um grau considerável de endemismo, é o que a caracteriza como uma província biogeográfica (Floeter et al., 2008). Nossa costa pode ser dividida em cinco grandes áreas, sendo três delas formações afastadas do litoral: 1-Penedos de São Pedro e São Paulo; 2-Fernando de Noronha e Atol das Rocas; 3- Ilha Trindade; e duas que dividem o litoral brasileiro: 4-Dos Recifes Manuel Luis (MA) até o arquipélago dos Abrolhos (BA), e 5-De Guarapari (ES) até Santa Catarina (Floeter et. al., 2001). Excetuando as ilhas oceânicas brasileiras, por suas diferenças na composição específica em relação à costa (Rocha, 2003), é possível dividir as áreas restantes em dois grupos. Um corresponderia à ocorrência de águas mais frias na porção sul da costa (subtropical) e outra à ocorrência de águas mais quente na porção norte da mesma (tropical), corroborando com a idéia de que a temperatura da água poderia influenciar na distribuição das espécies, correspondendo a uma barreira ou filtro à dispersão e estabelecimento dos organismos (Floeter et al., 2001; Ferreira et al., 2004). O reconhecimento de barreiras geográficas constitui um passo importante no entendimento dos processos de especiação. No mar, em comparação ao domínio terrestre, as barreiras nem sempre estão presentes de forma evidente (Vermeij, 1991). Nos ambientes recifais um dos principais indicadores da presença destas barreiras são os padrões diversos de distribuição das espécies, através dos quais é possível ter a indicação da existência de um ou mais fatores (físicos e/ou biológicos) desempenhando este papel (Rocha, 2003). Neste 6 cenário, é importante conhecer a biologia e os padrões macroecológicos destas espécies, além de todas as características que possam ter influenciado neste processo de dispersão e colonização (Kent, 2005). Estas informações se mostram primordiais para o entendimento de alguns aspectos da distribuição geográfica destas espécies (Briggs, 2006). No Atlântico podem ser reconhecidas três grandes barreiras que agem dificultando a dispersão das espécies: 1) A barreira Meso-atlântica, que consiste numa grande extensão de água (aproximadamente 4000 Km) para ser transposta, estabelecida nos últimos 30 milhões de anos; 2) A barreira da corrente de Benguela, que provê condições de ressurgência – e água fria – às condições locais de águas costeiras tropicais, vigente aproximadamente desde os últimos 3 milhões de anos; e 3) A Barreira do filtro amazônico, correspondente ao grande fluxo de água doce carreando imensa quantidade de sedimentos oriundos da bacia amazônica. Esta última barreira, estima-se, é eficiente desde um período entre 6 e 10 milhões de anos (Floeter et al., 2008). Estas barreiras, no entanto, se mostram permeáveis ao longo do tempo, ou podem nem sempre terem existido (Rocha, 2003). Hoje se sabe que a maioria das espécies comuns a todo o Atlântico tiveram origem em sua porção oriental e atualmente são encontradas também na costa brasileira. Da mesma forma, muitas outras espécies são comuns ao Caribe e à costa do Brasil (Floeter et al., 2008). É característico das barreiras biogeográficas, que umas sejam mais eficientes e outras menos em determinar a separação de populações e espécies (Vermeij, 1991). Além disso, algumas destas barreiras podem ser 7 transpostas eventualmente, e por isso podem ser chamadas barreiras porosas ou filtros, fazendo com que haja breve fluxo gênico através delas, ainda que por um curto espaço de tempo (Rocha, 2003). Além disso, o sucesso da colonização muitas vezes pode estar menos associado à capacidade de dispersão e mais com a capacidade de persistência e às preferências de assentamento das espécies (Joyeux et al., 2001). Hoje em dia a ferramenta da genética, juntamente com o estudo de eventos eustáticos e geológicos, nos permite confirmar algumas hipóteses formuladas acerca da dispersão e distribuição destas espécies (Rocha et al., 2007). Determinar a influência dos fatores ambientais frente às capacidades inerente às espécies é um dos desafios da Biologia. Ainda nos falta determinar a existência e o funcionamento de muitas das supostas barreiras que influenciam na dispersão das espécies de peixes recifais da costa brasileira. Entender como a temperatura da água influencia a distribuição das espécies de peixes recifais ao longo da costa brasileira poderá se mostrar um avanço importante nesta direção. Alguns padrões macroecológicos são reconhecidos para a costa brasileira, e se assemelham a outros, identificados para diferentes regiões do planeta (Floeter et al., 2004). Nestes cenários, a temperatura é um fator importante a ser considerado. Ao passo que autores como Bellwood (et al., 2006) defendem que a versatilidade funcional seja uma das principais características que suportam a diversidade em ambientes recifais tropicais, há indicações de que a diferença de temperatura também tenha influência na 8 disparidade das composições específicas encontradas em áreas distintas (Holbrook et al., 1997; Henriques et al., 2007). A temperatura, entretanto, se confunde com outras variáveis ambientais, relacionadas de forma direta ou indireta com esta primeira. No Brasil, as menores temperaturas em média estão onde encontramos formações rochosas (e vice-versa) ao passo que as maiores médias de temperatura estão associadas a recifes de construção predominantemente biogênica (Floeter et al., 2004). Este dado é importante, uma vez que o substrato pode influenciar diretamente as comunidades a ele associadas (Neely, 2008), além de influenciar processos de recrutamento naquela região (Carr, 1994), assim como a temperatura, por si só, também pode exercer este mesmo tipo de influência (Sponaugle et al., 2006). Com relação à conectividade dos ambientes recifais, a temperatura também tem grande influência. Conhecer as rotas de dispersão larval é um importante passo para entender a conectividade entre áreas (Gaines et al., 2007) bem como os processos de auto-recrutamento (Jones et al., 2009). No entanto, mudanças de temperatura podem determinar alterações tanto nos processos de auto-recrutamento como nos de dispersão (Munday et al., 2009). De modo geral, as mudanças na temperatura indicam mudanças no ambiente em si (Potts e Swart, 1984), embora relações de causa-efeito nem sempre estejam presentes. Muitas espécies, no entanto, parecem apresentar preferências comportamentais com relação à temperatura (Coutant, 1987) e isto também está refletido em outras características como o tamanho da larva (McCormick e Molony, 1995). Para algumas espécies em particular, os 9 microhabitats disponíveis ou questões sociais representam maior influência do que a temperatura nesta escolha (Kane et al., 2009). A disponibilidade de alimento também pode ser considerada como um fator de escolha (Meekan et al., 2003), entretanto, as demais características podem de alguma forma estar relacionadas com a temperatura. A distribuição dos peixes recifais na costa brasileira, no entanto, provavelmente não pode ser explicada por uma característica isoladamente, mas talvez por um balanço entre elas, e também por questões críticas como a tolerância (ou não) ao frio (Hsieh et al., 2008) ou ao calor (Mora e Ospina, 2001). Além disso, questões como espécies não nativas (Briggs, 2006) ou ocorrências ocasionais fruto de eventos como pulsos isolados de recrutamento (Luiz-Júnior et al., 2004) devem ser levadas em conta. Do ponto de vista do conhecimento acumulado sobre a costa brasileira e suas lacunas, a intenção deste trabalho foi traçar um perfil mais claro acerca da distribuição latitudinal dos peixes recifais pela costa brasileira, com relação à temperatura no gradiente norte-sul e ainda seus desdobramentos do ponto de vista da conservação e de outros aspectos (Rocha et al., 2007), embora não tenhamos entrado propriamente na discussão destas questões. O objetivo principal do presente trabalho foi, portanto, buscar entender qual a influência da temperatura na distribuição das espécies de peixes recifais no gradiente latitudinal existente na costa brasileira. Por conta disso, buscamos realizar uma análise macroecológica relativa à suposta barreira de temperatura que delimita as porções subtropical (sudeste) e tropical (nordeste) da costa 10 brasileira; tudo isso no que diz respeito à ocorrência e distribuição de peixes recifais de ambientes rasos. 4 MÉTODOS 4.1 Área de Estudo Na costa brasileira, os ambientes recifais estão presentes em aproximadamente um terço dos quase 8000 km de sua extensão. São encontrados desde a costa de Santa Catarina, ao sul, até a porção norte do país. A característica mais importante de ser ressaltada aqui é a diferença de paisagens que encontramos quando comparamos as formações recifais do norte da costa e aquelas presentes na porção mais ao sul, tudo isso conjugado a uma diferença de temperatura (em média) (Leão et al., 2003). Estruturas com rica cobertura de corais e mesmo formações de origem totalmente orgânica podem ser encontradas nos locais mais ao norte (latitude 0°52’N–19°S) (Leão et al., 1988), ao passo que formações rochosas com pouca cobertura de corais estão presentes em maior número na porção sul (20°S–28°S) (Maida e Ferreira, 1997). Com relação à temperatura, na porção sul a média gira em torno de 20,7ºC enquanto ao norte a média de temperatura fica por volta de 27,2ºC (Floeter et al., 2004). Embora a costa brasileira abrigue apenas 5% da área de recifes do Atlântico, os ambientes recifais brasileiros apresentam grandes taxas de endemismos por unidade de área, relativos a espécies de corais e peixes (Castro, 2003; Leão et al., 2003) quando comparados aos presentes no Caribe. 11 O elevado endemismo e as severas ameaças aos recifes do sudoeste do Atlântico vêm sendo usados para categorizar a região como um importante centro (hotspot) de diversidade, e por isso uma prioridade em termos de conservação (Moura, 2000). 4.2 Obtenção de Dados Para entender de que forma esse gradiente norte-sul de ambientes recifais, determinados pela temperatura, ao qual chamamos de “barreira” age na costa brasileira, foram compilados e caracterizados os grupos de peixes recifais que nela se encontram. As espécies de peixes recifais brasileiros foram agrupadas entre aquelas que são capazes de transpor a barreira de temperatura e aquelas que não conseguem. Transpor a barreira significa, tão somente, estar presente tanto no norte quanto no sul da costa brasileira. Por outro lado, estar presente apenas na porção norte ou na porção sul da costa caracterizou as espécies como incapazes de transpor a barreira de temperatura; sem distinção entre os subgrupos das espécies presentes apenas no norte ou apenas no sul. A fim de caracterizar os dois grupos (das espécies que possivelmente transpõem a barreira e das que não o fazem), o primeiro passo foi obter uma planilha atualizada de presença e ausência de populações estabelecidas das espécies de peixes recifais (Osteichthyes apenas) em 17 pontos (figura1) da costa brasileira. Os dados utilizados para compor a matriz de presença ou ausência incluíram dados publicados (tabela1) e não publicados, gentilmente cedidos pelos autores. 12 Figura 1. Mapa do Brasil mostrando os locais de onde os dados mostrados na tabela 1 provieram. Tabela 1. Origem dos dados sobre presença e ausência de peixes recifais utilizados neste trabalho. 13 Em todas as localidades, nas diferentes fontes que originaram os dados disponíveis, foram realizados censos visuais de peixes recifais em diferentes faixas de profundidade. Para os censos, foram utilizadas tanto protocolos de transectos retangulares (Floeter et al., 2007) quanto de censos estacionários (Freitas, 2009), de acordo com cada fonte/autor. De posse da matriz, lançamos mão da colaboração de diversos especialistas que nos auxiliaram em uma etapa crucial do trabalho. Primeiramente, a construção da definição operacional de população estabelecida. Pelo fato de termos diversas definições de “população estabelecida” e dos dados de abundância serem, em geral, deficientes para a maioria das localidades e espécies, foi construída uma definição operacional baseada nos referidos especialistas e suas experiências em dados locais ao longo da costa. Uma espécie que é de presença constante em uma localidade, com diversas classes de tamanho (donde assumimos haver diferentes coortes), em geral, foi considerada como de população estabelecida. A planilha inicial foi revisada a partir das sugestões dos especialistas e reenviada a todos, que então nos ajudaram a caracterizar cada uma das espécies como pertencente ao grupo das que transpõem a barreira ou ao grupo das que não o fazem. Completando a planilha, cada espécie foi caracterizada com informações acerca do: 1- tamanho máximo (variável contínua e categórica), 2- categoria trófica, 3- tipo de desova realizado, 4- profundidade máxima (variável contínua e categórica) e 5- realização de rafting. Para o atributo tamanho máximo, acomodamos os valores da variável contínua em 4 categorias, a saber: pequeno (< 10 cm), médio-pequeno (10 cm 14 – 25 cm), médio (25 cm – 50 cm) e grande (> 50 cm). A profundidade máxima, a exemplo do tamanho máximo, teve os valores da variável contínua divididos entre 5 categorias: muito raso (< 10m), raso (10m – 25m), médio (25m – 50m), profundo (50m – 100m) e muito profundo (> 100m). Para estes dois últimos atributos, foram utilizados como base os trabalhos de Böhlke e Chaplin (1993); Randall (1996); Smith (1997); Carvalho-Filho (1999); Froese e Pauly (2005); Quattrini et al. (2004) e Feitoza et al. (1995). O atributo categoria trófica foi dividido em 6 categorias: planctívoros (diurnos e noturnos), herbívoros, macrocarnívoros, invertívoros e onívoros, de acordo com Ferreira et al. (2004). O tipo de desova foi dividido em 3 categorias: pelágico, demersal e do tipo balistídeo (desova demersal com longo desenvolvimento pelágico – funcionalmente se aproxima mais da pelágica) segundo Thresher (1991). Por fim, com relação ao atributo “rafter”, cada espécie foi caracterizada como potencial realizadora ou não de rafting de acordo com Castro et al. (2002). Consideramos rafting o comportamento das espécies que, mesmo depois da fase larvar, mas ainda não assentados, percorrem grandes distâncias associados a estruturas sólidas que flutuam e se deslocam por influência da movimentação das massas d’água. Uma última característica atribuída a cada espécie foi com relação à capacidade de transpor ou não a barreira de temperatura, conforme discutido anteriormente, dando origem à variável resposta (transpõe ou não a barreira). Quando a informação acerca de uma dada característica não estava disponível, utilizamos inferências a partir de espécies do mesmo gênero e/ou 15 da mesma família, por exemplo, utilizando como profundidade máxima a média dos valores relativos às demais espécies do gênero. Inicialmente, a compilação dos dados não publicados e da bibliografia nos levou a uma matriz com cerca de 500 espécies de peixes ósseos considerados recifais. No entanto, as lacunas de informação acerca de algumas espécies (sobretudo as consideradas raras), e a incerteza sobre a abundância e a caracterização de populações estabelecidas, nos fez chegar ao fim desta etapa com uma planilha contendo 241 espécies e as informações dos atributos a elas relacionados. 4.3 Análise dos Dados A utilização de uma abordagem metodológica que trata o gradiente de temperatura norte-sul como uma barreira biogeográfica (Luiz-Júnior et al., em preparação) foi adotada, pois permite caracterizar os grupos em relação a uma variável categórica simples, levando em conta atributos diversos. Além disso, a impossibilidade de caracterizar os grupos distintamente e correlacionar isto a determinados atributos nos levaria a considerar a hipótese (nula) de que a capacidade de transpor a barreira não esteja ligada a uma particular característica comum ao grupo, considerada neste trabalho. Para cada atributo definido por variáveis categóricas, conduzimos testes binomiais exatos a fim de verificar se há diferença significativa na capacidade média de transpor a barreira entre o grupo correspondente àquela dada característica e os demais grupos. Para os atributos “tamanho máximo” e “profundidade máxima”, representados por variáveis contínuas, realizamos 16 análises de regressão logística para explorar de que forma cada uma destas duas características variou de acordo com a capacidade de transpor a barreira de temperatura (Luiz-Júnior et al., em preparação). A fim de explorar as características conjuntamente, realizamos 3 modelos de classificação a fim de verificar quais características seriam as melhores preditoras da capacidade de transpor a barreira definida pela variável resposta (transpõe ou não transpõe). Primeiro, uma análise exploratória do tipo árvore de classificação (algoritmo CART) (Papagelis e Kalles, 2001) proporcionou a visualização de quais características estariam mais provavelmente ligadas à capacidade de transpor a barreira. Em segundo lugar, realizamos uma análise de regressão logística pelo método passo a passo, e, com as variáveis selecionadas, construímos uma tabela de contingência e aplicamos o teste chi-quadrado para associação destas com a variável resposta. Por fim, para verificar a importância do regressores na explicação da variável resposta construímos um modelo linear generalizado misto (GLMMs) utilizando a função glmmML do pacote glmmML para o programa R (Broström 2009, R Development Core Team 2009). A construção do GLMM proporcionou a remoção dos efeitos de grupo, fazendo da família uma variável aleatória (Zuur et al., 2009), através da remoção de variação devido às diferenças entre as famílias e permitindo que as estas variem aleatoriamente em torno da média geral. Outras variáveis independentes (efeitos fixos) puderam então ser examinados, e resultados significativos puderam ser generalizados para todas as espécies (Luiz-Júnior et al., em preparação). 17 5 RESULTADOS As 241 espécies de peixes recifais consideradas neste trabalho foram, em um primeiro momento, submetidas a análises exploratórias que nos permitiram constatar o seguinte. Estas 241 espécies correspondem a representantes de 48 famílias (figura 2), num total de 193 espécies (80%) que transpõem a barreira e 48 (20%) que não transpõem. Destas 48 espécies, 29 (12% do total geral) estão presentes apenas na porção mais quente da costa (nordeste) enquanto o restante, 19 (8% do total geral) está presente apenas na porção mais fria (sudeste). Esta distinção, no entanto, não foi considerada nas análises, já que resultaria em dois grupos ainda mais reduzidos, aumentando a dificuldade em caracterizá-los. Apresentamos na tabela 2 a listagem de espécies que não transpõem a barreira e ao final deste trabalho uma listagem completa das espécies consideradas. Consideramos a chance de determinada espécie pertencente a determinada família transpor a barreira como sendo a razão entre a quantidade de espécies daquela família e o total de espécies pertencentes à mesma. As chances associadas a cada família estão apresentadas na figura 3, e foram consideradas como superiores ou inferiores comparadas ao grupo das demais famílias. Destas comparações, tivemos que apenas Carangidae apresentou chance superior de transpor a barreira enquanto Haemulidae e Epinephelidae apresentaram chances inferiores de transpô-la. 18 Tabela 2. Lista de espécies que ocorrem apenas na porção mais quente (nordeste) ou apenas na porção mais fria (sudeste) da costa. 19 Figura 2. Quantidade de espécies registradas em cada família. Total de 241 espécies. Figura 3. Chance de transpor a barreira associada a cada família. Famílias não mostradas correspondem àquelas com 100% de chance e valores não significativos. Barras de erro mostrando o erro padrão. * = p<0,05. Em relação à profundidade, a quantidade de espécies em cada grupo formado variou bastante. Os grupos “fundo” e “muito fundo” apresentaram chances de transpor a barreira significativamente diferentes dos demais (figura 4). Entretanto, enquanto o primeiro apresentou chance maior, o segundo apresentou chance menor, tornando o resultado confuso. Isto pode ser 20 confirmado ao observarmos a análise de regressão da variável contínua de profundidade (figura 5), que não aponta um padrão claro que corrobore com a significância encontrada nas análises da variável categórica. Figura 4. Chance de transpor a barreira (barras à esquerda) associada à profundidade máxima de ocorrência. Barras à direita mostram a quantidade de espécies no grupo. Barras de erro mostrando o erro padrão. * = p<0,05. Figura 5. Regressão logística mostrando como a chance de transpor a barreira varia de acordo com a profundidade máxima registrada para as espécies. 21 Os grupos tróficos isoladamente não se mostraram particularmente diferentes em relação à capacidade de transpor a barreira (figura 6). Entretanto, os macrocarnívoros mostraram uma chance significativa, cerca de 15% inferior aos demais grupos, de transpor a barreira do frio. Figura 6. Chance de transpor a barreira (barras à esquerda) associada ao grupo trófico. Barras à direita mostram a quantidade de espécies no grupo. MINV= invertívoros móveis, MCAR= macrocarnívoros, HERB= herbívoros, OMNI= onívoros, DPLA= planctívoros diurnos, SINV= invertívoros sésseis / coralívoros, NPLA= planctívoros noturnos. Barras de erro mostrando o erro padrão. * = p<0,05. O tamanho máximo das espécies, quando analisado separadamente, não se mostrou um bom preditor da capacidade de transpor a barreira. A figura 7 mostra que nenhum dos grupos mostrou valores significativamente diferentes de chance de transposição em relação aos demais. Da mesma forma, a análise de regressão (figura 8), embora apresente uma leve tendência de diminuição da chance com o aumento do tamanho, não mostrou um padrão claro, o que, 22 corrobora de certa forma com a também ausência de padrões verificáveis da análise anterior (figura 7). Figura 7. Chance de transpor a barreira (barras à esquerda) associada ao tamanho máximo corporal das espécies. Barras à direita mostram a quantidade de espécies no grupo. Barras de erro mostrando o erro padrão. * = p<0,05. Figura 8. Regressão logística mostrando como a chance de transpor a barreira varia de acordo com o tamanho máximo registrado para as espécies. 23 O tipo de desova realizado pelas diferentes espécies apresentou, por sua vez, resultados significativos (figura 9). Tanto os grupos de desova do tipo pelágico quanto demersal apresentaram valores significativos isoladamente, tendo o primeiro apresentado chance inferior ao passo que o segundo apresentou chance superior de transpor a barreira. O grupo com desova do tipo balistídeo não apresentou, no entanto, valores significativos. Analisadas em um só grupo, espécies com desova do tipo pelágico e balistídeo também mostraram chance significativamente menor de transpor a barreira, a exemplo do grupo pelágico quando analisado separadamente. Nesta análise o grupo cujo tipo de desova é ignorado (e não pode ser inferido) foi removido, daí o total de espécies ser diferente de 241, neste caso. Figura 9. Chance de transpor a barreira (barras à esquerda) associada ao tipo de desova realizado. Barras à direita mostram a quantidade de espécies no grupo. Barras de erro mostrando o erro padrão. * = p<0,05. Em relação ao último atributo analisado, apenas dois grupos foram formados. Entre as espécies que realizam rafting e as que não realizam, as 24 primeiras mostraram leve tendência de chance superior de transpor a barreira, ao passo que os demais, não rafters, mostraram chance significativamente inferior de transpor a mesma barreira, conforme mostra a figura 10. Figura 10. Chance de transpor a barreira (barras à esquerda) associada à realização de rafting. Barras à direita mostram a quantidade de espécies no grupo. Barras de erro mostrando o erro padrão. * = p<0,05. Dando início à segunda parte de análises, a primeira delas mostradas aqui é a do tipo árvore de classificação (figura 11). Nela, podemos notar a cada nível inferior o refinamento dos grupos formados a partir da inclusão de novos atributos na análise, explorando os dados a fim de apontar quais atributos podem ser melhores preditores da capacidade de transpor a barreira. Os atributos profundidade e tamanho pareceram ter maior influência na caracterização dos grupos entre transpositores e não transpositores, embora nesse ponto não tenhamos feito qualquer teste de hipótese. 25 Figura 11. Árvore de classificação mostrando de que forma os atributos dividem as espécies em relação à capacidade de transpor a barreira. Seguiu-se a construção de um modelo de regressão logística que apontou, dentre todas as categorias presentes em todos os atributos, desta vez com o teste de hipótese associado, quais deles seriam os melhores preditores da capacidade de transpor a barreira. O modelo apresentado na tabela 3 mostrou que apenas a maior profundidade (categoria muito fundo) e a realização de rafting (categoria rafters) apresentaram valores significativos em relação à capacidade de caracterizar os grupos. A fim de confirmar de estes dois atributos (rafting e profundidade), representados por duas de suas categorias são de fato bons preditores, construímos uma tabela de contingência em relação à capacidade de transpor a barreira e aplicamos testes qui-quadrado, conforme mostrados na tabela 4. 26 Tabela 3. Modelo de regressão logística selecionado pelo método passo a passo, apresentando as principais categorias selecionadas. Estes testes mostraram que apenas a variável profundidade apresentou resultado significativo. O fato de a variável rafting não ter apresentado resultados significativos nesta análise, embora já houvesse apresentado antes, no modelo de regressão logística, pode ter se dado pelo motivo destes atributos mascararem outras características inerentes à espécie, e não serem, efetivamente, algo que tenha participação efetiva na capacidade de transpor a barreira de temperatura. Pode se tratar, portanto, de uma interferência dada a limitação do tipo de análise empregada. Tabela 4. Testes qui-quadrado para os atributos significativos apontados pelo modelo de regressão logística. 27 Repetimos a abordagem anterior, com a confecção de um novo modelo. Desta vez, no entanto, consideramos aleatório o efeito da variável “família”, de modo a evitar qualquer tipo de confusão, conforme citado anteriormente. Com esta finalidade foi construído um modelo linear generalizado misto (glmm). Esta abordagem mostrou que apenas a variável profundidade em apenas uma de suas categorias (muito profundo) mostrou valores significativos (tabela 5). Isto corrobora com o descarte da variável rafting como preditor da capacidade de transpor a barreira, conforme descrito também na abordagem anterior (tabelas 3 e 4). Para verificarmos a capacidade da variável profundidade em caracterizar os grupos dos que transpõem e dos que não transpõem a barreira, aplicamos dois testes a fim de saber se há diferença significativa entre as médias das profundidades máximas de ocorrência registradas para as espécies pertencentes aos dois grupos. O teste t de Welch para duas amostras não mostrou resultados significativos. Seu equivalente não-paramétrico, no entanto, o teste de soma de ranks de Wilcoxon, apontou diferença significativa entre as duas médias (tabela 6), sugerindo que o grupo das espécies que não transpõem a barreira ocorreriam em profundidades maiores, em média, do que as espécies que transpõem a barreira de temperatura. 28 Tabela 5. Modelo linear generalizado misto (glmm) considerando o efeito aleatório do atributo “família”. Tabela 6. Teste t e seu equivalente não paramétrico a fim de verificar a diferença entre as médias de profundidade máxima entre os grupos dos que transpõem e os que não transpõem a barreira. 29 6 DISCUSSÃO A primeira consideração que talvez devêssemos fazer acerca dos dados compilados neste trabalho é sobre a quantidade de espécies que não puderam constar da planilha final, principalmente por não dispormos de dados acerca da sua distribuição (Mora et al., 2008) e eventualmente sabermos muito pouco sobre sua biologia. Ainda assim, é possível que ao considerarmos a costa brasileira sob diferentes escalas, consigamos enxergar diferentes tipos de padrões. 6.1 A Diversidade de Habitats Se tomarmos por base o Atlântico como um todo, podemos distinguir a costa brasileira como uma província biogeográfica (Floeter e Gasparini, 2000), em que o grupo dos peixes recifais apresenta cerca de 12% de endemismo (Rocha, 2003). A província brasileira, entretanto, possui diversas subdivisões, entre a costa e as ilhas oceânicas e entre as duas porções da costa (Floeter et al., 2001). E, da mesma forma que as grandes barreiras oceanográficas definem os limites da província brasileira (Rocha, 2003), consideramos que o gradiente de temperatura é quem exerce esta divisão entre as duas porções da costa. Os 20% de espécies que não estão distribuídas por toda a costa (12% no nordeste e 8% no sudeste) denotam esta diferenciação, nesta escala. A variação na efetividade destas mesmas barreiras proporciona um intercâmbio de diversidade que tende a enriquecer as áreas (Robertson et al., 2006) ao longo do tempo. Esta introdução natural de espécies de áreas 30 adjacentes não necessariamente implica em processos de competição que culminem com extinção ou eliminação de uma das espécies (Briggs, 2006a). Em geral, este intercâmbio tende a enriquecer a fauna associada ao local, tanto aumentando a redundância funcional como estimulando a exploração de nichos (Briggs, 2004), mostrando como tanto processos simpátricos quanto alopátricos têm (e tiveram) importância na formação de espécies (Briggs, 2006). Ao tratarmos de barreira determinada pela temperatura e da diferença de habitats por ela determinada, devemos considerar aspectos diferentes daqueles que consideramos ao buscar entender barreiras de outro tipo (LuizJúnior et al., em preparação). Se por um lado os peixes, ao transpor estas barreiras, encontram ambientes similares que oferecem condições próximas daquelas de seu local de origem; ao transpor a barreira determinada pela temperatura tem de possuir a capacidade de se estabelecer em um ambiente diferente (Leão et al., 2003). Por este motivo, na costa brasileira a capacidade das espécies se estabelecerem em ambientes diferentes (Osman et al., 2010), aliadas às suas preferências parecem ser mais importantes do que a capacidade de dispersão (Joyeux et al., 2001) em relação às áreas ocupadas pelas espécies. A ausência de padrões claros quando analisamos separadamente os atributos como tamanho máximo e resultados controversos encontrados para o atributo profundidade máxima podem sugerir que as questões ambientais em menor escala, como preferências por tipos específicos de substrato (Neely, 2008). Questões como o balanço da presença de macroalgas, que afeta desde o recrutamento em ambientes de menor temperatura (recifes marginais) (Carr, 31 1994) e mesmo as questões local-dependentes, que se sobrepõem à simples diferença de complexidade (Medeiros et al., 2010) entre os recifes de coral e os rochosos (Guidetti e Cattaneo-Vietti, 2002). Embora tanto o tamanho corporal quanto a profundidade pareçam ser importantes na partição de nichos (Colloca et al., 2009), provavelmente não apresentam uma relação direta (ao menos isoladamente) com a capacidade de transpor a barreira de temperatura. Características particulares dos ambientes também tendem a influenciar a capacidade de permanência de uma espécie em determinado local (Osman et al., 2010), ainda que não esteja em seu ótimo (Johnson, 2007), por exemplo, reduzindo a mortalidade pós-assentamento. Mesmo o papel social intraespecífico e as relações ecológicas, notadamente a competição por nicho (Kane et al., 2009), parecem afetar a capacidade de transpor a barreira, denotada na distribuição. O fato de relativamente poucas famílias terem apresentado chance significativamente superior ou inferior de transpor a barreira (apenas 3 em 48 consideradas) corrobora com a idéia de que isto teria menos a ver com diferenças na dieta ou na história de vida do que propriamente no gradiente ambiental e na capacidade específica de suportá-lo (Ingram, 2010). As espécies que hoje encontramos nas duas áreas de características diferentes podem ser relíquias de épocas em que o gradiente determinado pela temperatura não se mostrava desta maneira (Vermeij, 1991). Desta forma, mesmo não estando em condições ótimas podem ter permanecido dada sua capacidade de suportar a mudança climática, a exemplo do que provavelmente aconteceu com espécies do mediterrâneo (Coll et al., 2010). 32 Espécies mais plásticas, de modo geral, tendem a ter uma distribuição maior em relação às mais especialistas na costa brasileira (Ferreira et al., 2004). Além disso, se em maior escala as espécies de menores latitudes tendem a ter sua distribuição latitudinal maior (e vice-versa) (Fortes e Absalão, 2010), o mesmo não parece acontecer em menor escala, uma vez que as espécies em recifes de coral tendem a possuir distribuição mais restrita (Floeter et al., 2004), dada em grande parte à especificidade de nichos (Longenecker, 2007). De forma similar, outros padrões foram descritos para a costa brasileira. A taxa de herbivoria tende a cair com o aumento latitudinal (Floeter et al., 2005), entretanto, o teor calórico do alimento em regiões subtropicais tende a ser maior (Floeter et al., 2004). Com isso, mais uma vez, a transposição parece estar mais ligada a limites fisiológicos do que propriamente ecológicos, como por exemplo a capacidade de suporte do ambiente (Bellwood et al., 2006). Corrobora com esta idéia a menor chance de transposição da barreira por espécies da família Epinephelidae. Encontramos espécies desta família restritas tanto ao nordeste quanto ao sudeste, resultando num valor significativamente menor de chance de transposição. Ao considerarmos este atributo como aleatório, não ficou claro qualquer tipo de padrão. Da mesma forma, o resultado encontrado para a categoria trófica carnívoro parece ter sido influenciado por esta família, já que os modelos posteriores também não mostraram qualquer padrão. Para outros grupos, talvez não esteja tão claro este tipo de relação ou de interferência nas análises. Por outro lado, ferramentas genéticas podem 33 apontar diferenciação entre estes grupos (Rocha et al., 2007) e, se não fica tão claro quanto as inferências advindas de estudos filogenéticos (Floeter et al., 2008), ao menos nos indicam de que forma a temperatura age na eventual separação dos grupos. 6.2 A Temperatura Sendo a temperatura um dos componentes que mais varia com a latitude e ainda um indicador ambiental robusto da variabilidade em recifes (Potts e Swart, 1984), é conveniente que discutamos seu papel mais direto na comunidade de peixes, além de sua influência na construção do ambiente recifal. A temperatura afeta diretamente os peixes, modificando sua taxa metabólica (O’Connor et al., 2006) e mesmo caracteres comportamentais (Biro et al., 2009). Embora provavelmente esteja envolvida na determinação dos padrões ambientais (Smith, 2008), também gera confusão ao mascarar padrões advindos, por exemplo, de correntes em áreas de ressurgência (Gaylord e Gaynes, 2000). Associado a isso, a presença de nichos térmicos (Coutant, 1987) pode fazer com que ocorra uma mudança pontual e transitória na assembléia de peixes (Holbrook et al., 1997). Menores temperaturas, em geral, estão ligadas a menor diversidade e maior produtividade e biomassa (Ferreira et al., 2004; Floeter et al., 2008). Algumas espécies tendam a ter maiores níveis de tolerância em relação a temperaturas acima do seu ótimo (Mora e Ospína, 2001). Nas regiões de menores temperaturas, entretanto, as espécies em geral necessitam de uma 34 maior resiliência que lhes p ermita suportar as mudanças ambientais (Bohnsack, 1983). A baixa temperatura parece se traduzir em questões bioquímicas e fisiológicas que podem culminar com a perda da capacidade reprodutiva (Mora e Ospína, 2001), ou a morte (Hsieh et al., 2008), o que torna esta variável uma potencial barreira ao estabelecimento (Briggs, 2010) e por extensão à dispersão (Eme e Bennett, 2007). Algumas espécies, sobretudo as capazes de habitar áreas sujeitas a constante variação ambiental têm uma maior amplitude de tolerância térmica, muito embora sua densidade fique diminuída (Mora e Ospína, 2002), e por conta disso as formações recifais menores estão mais vulneráveis a este mecanismo (Mellin et al., 2010). Ainda sobre este aspecto, o tamanho corporal não parece ser um fator determinante na capacidade intra-específica de resistir tal amplitude (Ospína e Mora, 2004), tendendo a não afetar a riqueza, portanto, mas afetando caracteres como a capacidade de recuperação (Briggs, 2006). Isto fica claro na costa brasileira ao observarmos espécies tipicamente de ambientes tropicais presentes em áreas mais frias do sudeste que, não conseguem se estabelecer e são espécies consideradas raras em regiões mais frias (ex.: Cephalopholis fulva) (Araújo e Martins, 2009), ou se estabelecem, mas não conseguem atingir as grandes densidades que atinge em outras áreas (ex.: Acanthurus coeruleus) (Rocha et al., 2002). Embora a transposição não pareça ser tão importante quanto a capacidade de se estabelecer (Briggs, 2010; Simpson et al., 2010), a temperatura tende a afetar características da larva como tempo de duração da fase larvar (PLD) (Milicich, 1994; McCormick e Molony, 1995) e o crescimento 35 (Meekan et al., 2003; Jenkins et al., 2007). Mudanças ambientais que levem à modificação nas temperaturas máximas e ou mínimas nas áreas podem resultar em alterações na dinâmica de dispersão (Brito et al., 2005) e introdução de espécies (Eme e Bennett, 2007), além de efeitos que provavelmente estão além de nossa capacidade de previsão (Wilson et al., 2010). 6.3 As Espécies Que Não Transpõem a Barreira De Temperatura De acordo com os resultados encontrados neste trabalho, não foi possível caracterizar os grupos dos peixes que não transpõem a barreira de temperatura. Nenhum atributo específico parece ter influência na capacidade de colonizar tanto ambientes mais frios quanto mais quentes. A alternativa a esta hipótese é a de que provavelmente características específicas tenham papel mais relevante neste processo (Joyeux et al., 2001). Sabemos muito pouco sobre muitas destas espécies, o que dificulta a caracterização e a eventual identificação de um padrão. Destas, ao menos, pudemos ter informações acerca da distribuição e listá-las, o que não foi possível com grande parte da listagem inicial. Espécies, em sua maioria de pequeno tamanho, sobretudo crípticos, com poucos dados acerca da distribuição e biologia (Cunha et al., 2008), ficaram de fora da listagem final. A família Epinephelidae apresentou uma quantidade relativamente considerável de espécies incapazes de se estabelecer por toda a costa. No entanto, apresentou espécies restritas às duas porções, tanto a subtropical quanto a tropical. Uma das características que difere estes dois pequenos 36 grupos de espécies é o tamanho corporal (Medeiros et al., 2009; Araújo e Martins, 2009). As espécies restritas ao subtropical, em geral, são de maior tamanho corporal (Briggs, 2006) e vice-versa, embora não possamos extrapolar este padrão para outros grupos. Algumas espécies restritas ao sudeste têm suas origens relativamente bem documentadas, e sua distribuição é razoavelmente bem conhecida como sendo de ambientes mais frios. Três exemplos podem ilustrar esta afirmação. O recém descrito Halichoeres sazimai (Luiz-Júnior et al., 2009), antes considerado com Halichoeres bathyphilus, uma espécie tipicamente subtropical encontrada no hemisfério norte (Rocha, 2003a). Sparisoma tuiupiranga, cujos atributos e distribuição apontam para uma espécie ligada ao ambiente recifal de menores temperaturas (Robertson et al., 2006). Por fim, Diplodus argenteus, cuja origem provavelmente se deu na porção subtropical do Atlântico norte e veio a colonizar a costa brasileira (Summerer et al., 2001). Em relação às espécies restritas ao nordeste, algo parecido acontece, com alguns exemplos como Aulostomus strigosus (Bowen et al., 2001) e Chaetodon ocellatus (McBride e Able, 1998). Por outro lado, em relação à maioria das espécies que descrevemos como restritas, e provavelmente em relação àquelas cuja distribuição ainda está por ser descrita, necessitaremos de mais informações a fim de entendermos os mecanismos ligados a esta restrição. Exemplo disto são as espécies da família Haemulidae, restritas ao nordeste. Mesmo apresentando chance significativamente menor de transpor a barreira, a família conta com espécies que estão presente por toda a costa. Estudos mais aprofundados 37 sobre esta família e sobre a biologia de suas espécies pode vir a elucidar este tipo de questão (Bernardi e Lape, 2005). O mesmo acontece com outros grupos, como a família Muraenidae (Floeter et al., 2008), bastante diversa. 7 CONCLUSÃO Os dados considerados neste trabalho indicam que, na escala proposta, para o grupo de peixes recifais da costa brasileira, não foi possível encontrar um padrão que elucide quais características estão ligadas à distribuição latitudinal das espécies. As informações disponíveis implicaram em utilizarmos um grupo reduzido de espécies e também que estas fossem caracterizadas a partir de poucos e limitados atributos, talvez não aqueles que porventura permitiriam a identificação de um padrão. Sobre as espécies consideradas, acabamos por selecionar involuntariamente aquelas mais conhecidas, que fazem parte de nossa cultura (Freire e Carvalho-Filho, 2009), sobretudo por conta da pesca. Com relação à abordagem teórica utilizada, considerar o gradiente ambiental (latitudinal) determinado pela temperatura uma barreira biogeográfica não nega o reconhecimento da costa brasileira como uma província biogeográfica (Floeter e Gasparini, 2000). Este reconhecimento, entretanto, passa por assumir que, embora haja dois tipos principais de ambientes recifais, a costa brasileira é bem conectada (Floeter et al., 2001) de modo geral. A abordagem estatística, embora possua problemas inerentes à sua natureza (Heads, 2005), pode vir a ser mais elucidativa num momento futuro, em 38 estudos posteriores, e talvez tenha mostrado que a quantidade de informação obtida não tenha sido suficiente (Mora et al., 2008) para este tipo de abordagem, nesta escala, para a costa brasileira. Por fim, devemos considerar que, mesmo com a incapacidade de caracterizarmos claramente os grupos, e, por conseguinte formularmos hipóteses que os expliquem, descrever os padrões é um passo importante na elucidação dos processos biogeográficos, mesmo com as lacunas de conhecimento sobre os ambientes recifais (Wilson et al., 2010) em mudança. 39 8 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS Araújo, J. N. e Martins, A. S. 2009. Aspects of the population biology of Cephalopholis fulva from the central coast of Brazil. Journal of Applied Ichthyology, 25: 328–334. Bellwood, D. R., Wainwright, P. C., Fulton, C. J. e Hoey, A. S. 2006. Functional versatility supports coral reef biodiversity. Proceedings of the Royal Society B, 273: 101-107. Bernardi, G. e Lape, J. 2005. Tempo and mode of speciation in the Baja California disjunct fish species Anisotremus davidsonii. Molecular Ecology, 14: 4085–4096. Biro, P. A., Beckmann, C. e Stamps, J. A. 2009. Small within-day increases in temperature affects boldness and alters personality in coral reef fish. Proceedings of the Royal Society B, 277: 71-77. Bohnsack, J. A. 1983. Resiliency of reef fish communities in the Florida Keys following a January 1977 hypothermal fish kill. Environmental Biology of Fishes, 1(9): 41-53. Böhlke, J. E. e Chaplin, C. C. G. 1993. Fishes of the Bahamas and adjacent tropical waters. University of Texas Press, Austin, 771p. Bowen, B. W., Bass, A. L., Rocha, L. A., Grant, W. S. e Robertson, D. R. 2001. Phylogeography of the trumpetfishes (Aulostomus): Ring species complex on a global scale. Evolution, 55(5): 1029–1039. Briggs, J. C. 2003. Marine centres of origin as evolutionary engines. Journal of Biogeography, 30: 1-18. Briggs, J. C. 2004. Older species: a rejuvenation on coral reefs? Journal of Biogeography, 31: 525-530. Briggs, J. C. 2006a. Marine biogeography and ecology: invasions and introductions. Journal of Biogeography, Guest Editorial (2006 Journal Compilation): 1-6. Briggs, J. C. 2006. Proximate sources of marine biodiversity. Journal of Biogeography, 33: 1-10. Briggs, J. C. 2010. Marine biology: the role of accommodation in shaping marine biodiversity. Marine Biology, DOI 10.1007/s00227-010-1490-9. 40 Brito, A., Falcón, J. M. e Herrera, R. 2005. Sobre la tropicalización reciente de la ictiofauna litoral de las islas Canarias y su relación con cambios ambientales y actividades antrópicas. Vieraea, 33: 515-525. Bronstöm, G. 2009. glmmML: Generalized linear models with clustering. R package version 0.81-6. disponível em http://CRAN.Rproject.org/package=glmmML Brown, J. H. e Lomolino, M. V. 1998. Biogeography. Sinauer, Sunderland, 845p. Brown, J. H. e Maurer, B. A. 1989. Macroecology: The division of food and space among species on continents. Science, 243:1145–1150. Carr, M. H. 1994. Effects of macroalgal dynamics on recruitment of temperate reef fish. Ecology, 75(5): 1320-1333. Carvalho-Filho, A. 1999. Peixes: Costa Brasileira, 3ed. Editora Melro, São Paulo, 304p. Castro, C. B. 2003. Coral Reef in Brazil. In: Prates, A.P.L. (Ed.), Atlas of Coral Reef Protected Areas in Brazil. MMA/SBF, Brasília. 25-27. Castro, J. J., Santiago, J. A. e Santana-Ortega, A. T. 2002. A general theory on fish aggregation to floating objects: an alternative to the meeting point hypothesis. Reviews of Fish Biology and Fisheries, 11: 255–277. Coll, M., Piroddi, C., Steenbeek, J., Kaschner, K., Lasram, F. B. R., Aguzzi, J., Ballesteros, E., Bianchi, C. N., Corbera, J., Dailianis, T., Danovaro, R., Estrada, M., Froglia, C., Galil, B. S., Gasol, J. M., Gertwagen, R., Gil, J., Guilhaumon, F., Kesner-Reyes, K., Kitsos, M., Koukouras, A., Lampadariou, N., Laxamana, E., Cuadra, C. M. L., Lotze, H. K., Martin, D., Mouillot, D., Oro, D., Raicevich, S., Rius-Barile, J., Saiz-Salinas J. I., Vicente, C. S., Somot, S., Templado, J., Turon, X., Vafidis, D., Villanueva, R., Voultsiadou, E. 2010. The Biodiversity of the Mediterranean Sea: Estimates, Patterns, and Threats. PLoS ONE, 5(8): e11842. Colloca, F., Carpentieri, P., Balestri, E. e Ardizzone, G. 2009. Food resource partitioning in a Mediterranean demersal fish assemblage: the effect of body size and niche width. Marine Biology, DOI 10.1007/s00227-009-1342-7. Coutant, C. C. 1987. Thermal preference: when does an asset become a liability? Environmental Biology of Fishes, 18(3): 161-172. Craw, R. C. 1984. Biogeography and biogeographical principles. New Zealand Entomologist, 8:49-52. 41 Cunha, E. A., Roberto A. A. Carvalho, R. A. A., Monteiro-Neto, C., Moraes, L. E. S. e Araújo, M. E. 2008. Comparative analysis of tidepool fish species composition on tropical coastal rocky reefs at State of Ceará, Brazil. Iheringia, Série Zoologia, 98(3): 379-390, Daros, F. A. L. M. 2010. Peixes recifais do Arquipélago de Currais e Ilha de Itacolomis, litoral do Paraná. Dissertação de Mestrado, Universidade Federal do Paraná, 58p. Eme, J. e Bennett, W. A. 2007. Low temperature as a limiting factor for introduction and distribution of Indo-Pacific damselfishes in the eastern United States. Journal of Thermal Biology, 33(2008): 62–66. Feitoza, B. M. 2001. Composição e estrutura da comunidade de peixes recifais da Risca do Zumbi, Rio Grande do Norte. Dissertação de Mestrado, Universidade Federal da Paraíba, Brasil, 157 p. Feitoza, B. M., Rosa, R. S. e Rocha. L. A. 2005. Ecology and zoogeography of deep reef fishes in northeastern Brazil. Bulletin of Marine Science, 76: 725−742. Ferreira, C. E. L., Ferreira, C. G. W., Rangel, C. A., Mendonça Neto, J. P., Gerhardinger, L. C., Carvalho-Filho, A., Godoy, E. A., Luiz-Júnior, O. J., Gasparini, J. L. 2007. Peixes Recifais. In: Creed C, Pires DO, Figueiredo MAO (eds). Biodiversidade Marinha da Baía da Ilha Grande. Brasília, MMA, pp. 291– 322. Ferreira, C. E. L., Floeter, S. R., Gasparini, J. L., Joyeux, J. C. e Ferreira, B. P. 2004. Trophic structure patterns of Brazilian reef fishes: a latitudinal comparison. Journal of Biogeography, 31: 1093–1106. Floeter, S. R., Behrens, M. D., Ferreira, C. E. L., Paddack, M. J. e Horn, M. H. 2005. Geographical gradients of marine herbivorous fishes: patterns and processes. Marine biology, 147:1435-1447. Floeter, S. R., Ferreira, C. E. L., Dominici-Arosemena, A. e Zalmon I. R. 2004. Latitudinal gradients in Atlantic reef fish communities trophic structure and spatial use patterns. Journal of Fish Biology, 64: 1680-1699. Floeter, S. R. e Gasparini, J. L. 2000. The southwestern Atlantic reef fish fauna: composition and zoogeographic patterns. Journal of Fish Biology, 56: 10991114. Floeter, S. R., Guimarães, R. Z. P., Rocha, L. A., Ferreira, C. E. L., Rangel, C. A. e Gasparini, J. L. 2001. Geographic variation in reef-fish assemblages along the Brazilian coast. Global Ecology and Biogeography, 10: 423–433. Floeter, S. R., Krohling, W., Gasparini, J. L., Ferreira, C. E. L. e Zalmon, I. 2007. Reef fish community structure on coastal islands of the southeastern 42 Brazil: the influence of exposure and benthic cover. Environmental Biology of Fishes, 78: 147–160. Floeter, S. R., Rocha, L. A., Robertson, D. R., Joyeux, J. C., Smith-Vaniz, W. F., Wirtz, P., Edwards, A. J., Barreiros, J. P., Ferreira, C. E. L., Gasparini, J. L., Brito, A., Falcón, J. M., Bowen, B. W. e Bernardi, G. 2008. Atlantic reef fish biogeography and evolution. Journal of Biogeography, 35: 22–47. Fortes, R. R. e Absalão, R. S. 2010. The latitudinal and bathymetric ranges of marine fishes: a global analysis to test the application of Rapoport’s Rule. Marine Ecology, 31: 483–493. Francini-Filho, R. B. e Moura, R. L. 2008. Dynamics of fish assemblages on coral reefs subjected to different management regimes in the Abrolhos Bank, eastern Brazil. Aquatic Conservation: Marine and Freshwater Ecosystem, 18: 1166-1179. Freire, K. M. F. F. e Carvalho-Filho, A. 2009. Richness of common names of Brazilian reef fishes. Pan-American Journal of Aquatic Sciences, 4(2): 96-145. Freitas, J. E. P. 2009. Ictiofauna do Parque Estadual Marinho da Pedra da Risca do Meio (Ceará-Brasil). Composição, estrutura e contexto biogeográfico. Dissertação de Mestrado, Universidade Federal do Ceará, Brasil, 116 p. Froese, R. e Pauly, D. 2008. FishBase. Publicação eletrônica, disponível em www.fishbase.org, versão (02/2010). Gaines, S. D., Gaylord, B., Gerber, L. R., Hastings, A. e Kinlan, B. P. 2007. Connecting places - the ecological consequences of dispersal in the sea. Oceanography. 20(3): 90-99. Gaylord, B. e Gaines, S. D. 2000. Temperature or transport? Range limits in marine species mediated solely by flow. The American Naturalist, 6(155): 769789. Guidetti, P. e Cattaneo-Vietti, R. 2002. Can mineralogical features influence distribution patterns of fish? A case study in shallow Mediterranean rocky reefs. Journal of the Marine Biological Association of the United Kingdom, 82: 10431044. Hackradt, C. W. e Félix-Hackradt, F. C. 2009. Assembléia de peixes associados a ambientes consolidados no litoral do Paraná, Brasil: Uma análise qualitativa com notas sobre sua bioecologia. Papéis Avulsos de Zoologia, 49(31): 389403. Heads, M. 2005. Towards a panbiogeography of the seas. Biological Journal of the Linnean Society, 84: 675–723. 43 Henriques, M., Gonçalves, E. J. e Almada, V. C. 2007. Rapid shifts in a marine fish assemblage follow fluctuations in winter sea conditions. Marine Ecoogy Progress Series, 340: 259-270. Holbrook, S. J., Schmit, R. J. e Stephens, S. J. J. 1997. Changes in an assemblage of temperate reef fishes associated with a climate shift. Ecological Applications, 7(4): 1299-1310. Honório, P. P. F., Ramos, R. T. C. e Feitoza, B. M. 2010. Composition and structure of reef fish communities in Paraíba State, north-eastern Brazil. Journal of Fish Biology, 77: 907–926. Hsieh, H. J., Hsien, Y. L., Tsai, W. S., Chen, C. A., Su, W. C. e Jeng, M. S. 2008. Tropical fishes killed by the cold. Coral Reefs, 27: 599. Ingram, T. 2010. Speciation along a depth gradient in a marine adaptive radiation. Procedings of the Royal Society B, doi:10.1098/rspb.2010.1127. Jenkins, D. G., Brescacin, C. R., Duxbury, C. V., Elliott, J. A., Evans, J. A., Grablow, K. R., Hillegass, M., Lyon, B. N., Metzger, G. A., Olandese, M. L., Pepe, D., Silvers, G. A., Suresch, H. N., Thompson, T. N., Trexler, C. M., Williams, G. E., Williams, N. C. e Williams, S. E. 2007. Does size matter for dispersal distance? Global Ecology and Biogeography, 16: 415–425. Johnson, D. W. 2007. Habitat complexity modifies post-setlement mortality and recruitment dynamics of a marine fish. Ecology, 88(7): 1716–1725. Jones, G. P., Almany, G. R., Russ, G. R., Sale, P. S., Steneck, R. S., Oppen, M. J. H. e Willis, B. L. 2009. Larval retention and connectivity among populations of corals and reef fishes history, advances and challenges. Coral Reefs. 28: 307-325. Joyeux, J. C., Floeter, S. R., Ferreira, C. E. L. e Gasparini, J. L. 2001. Biogeography of tropical reef fishes: the South Atlantic puzzle. Journal of Biogeography, 28: 831-841. Kane, C. N., Brooks, A. J., Holbrook, S. J. e Schmitt, R. J. 2009. Role of microhabitat and social organization in determining the spatial distribution of a coral reef fish. Environmental Biology of Fishes, 84: 1–10. Kent, M. 2005. Biogeography and macroecology. Progress in Physical Geography, 29(2): 256-264. Leão, Z. M. A. N., Kikuchi. R. K. P. e Testa, V. 2003. Corals and coral reefs of Brazil. In: Cortés, J. (ed.). Latin America Coral Reefs. Elsevier, 9-52. 44 Leão, Z. M. A. N., Araújo, T. M. F. e Nolasco, M. C. 1988. The coral reefs off the coast of eastern Brazil. Proceedings of the 6th International Coral Reef Symposium, 1: 339-347. Lellys, N. T. 2010. Estrutura da comunidade de peixes de Garapuá e Moreré, Baixo Sul da Bahia, Brasil. Monografia de Conclusão de Curso, Universidade Federal de Pernambuco, 52p. Longenecker, K. 2007. Devil in the Details: High-Resolution Dietary Analysis Contradicts a Basic Assumption of Reef-Fish Diversity Models. Copeia, 3: 543– 555. Luiz-Júnior, O. J. 2009. Composição e estrutura da comunidade de peixes recifais em relação a quatro variáveis ambientais no Parque Estadual Marinho da Laje de Santos, estado de São Paulo. Dissertação de Mestrado, Universidade Estadual de Campinas, Brasil, 148 p. Luiz-Júnior, O. J., Madin, J. S., D. Ross Robertson, D. R., Rocha, L. A., Wirtz, P. e Floeter, S. R. 2011. The operation of marine biogeographical barriers: insights from Atlantic reef fishes. Proceedings of the Royal Society B, em preparação. Luiz-Júnior, O. J., Ferreira, C. E. L. e Rocha, L. A. 2009. Halichoeres sazimai, a new species of wrasse (Perciformes: Labridae) from the Western South Atlantic. Zootaxa, 2092: 37–46. Luiz-Júnior, O. J., Floeter, S. R., Gasparini, J. L., Ferreira, C. E. L. e Wirtz, P. 2004. The occurrence of Acanthurus monroviae (Perciformes: Acanthuridae) in the south-western Atlantic, with comments on other eastern Atlantic reef fishes occurring in Brazil. Journal of Fish Biology, 65: 1173-1179. Maida, M. e Ferreira, B.P. 1997. Coral reefs of Brazil: an overview. Proceedings of the 8th International Coral Reef Symposium, 1: 263–274. McBride, R. S. e Able, K. W. 1998. Ecology and fate of butterflyfishes, Chaetodon spp. In the temperate, western north Atlantic. Bulletin of Marine Science, 63(2): 401–416. McCormick, M. I. e Molony, B. W. 1995. Influence of water temperature during the larval stage on size, age and body condition of a tropical reef fish at settlement. Marine Ecology Progress Series, 118: 59-68. McDowall, R. M. 2008. Jordan’s and other ecogeographical rules, and the vertebral number in fishes Journal of Biogeography. Journal of Biogeography, 35:501–508. 45 Medeiros, D. V., Nunes, J. A. C. C. e Sampaio, C. L. 2009. A mutton hamlet Alphestes afer (Bloch, 1793) reproductive event in northeast Brazil. PanAmerican Journal of Aquatic Sciences, 4(2): 212-215. Medeiros, P. R., Grempel, R. G., Souza, A. T., Ilarri, M. I. e Rosa, R. S. 2010. Non-random reef use by fishes at two dominant zones in a tropical, algaldominated coastal reef. Environmental Biology of Fishes, 87: 237–246. Meekan, M. G., Carleton, J. H., McKinnon, A. D., Flynn, K. e Furnas, M. 2003. What determines the growth of tropical reef fish larvae in the plankton: food or temperature? Marine Ecology Progress Series, 256: 193-204. Mellin, C., Huchery, C., Caley, M. J., Meekan, M. G. e Bradshaw, C. J. A. 2010. Reef size and isolation determine the temporal stability of coral reef fish populations. Ecology, 91(11): 3138–3145. Milicich, M. J. 1994. Dynamic coupling of reef fish replenishment and oceanographic processes. Marine Ecology Progress Series, 110: 135-144. Mora, C. e Ospína, A. F. 2001. Tolerance to high temperatures and potencial impact of sea warming on reef fishes of Gorgona Island (tropical eastern Pacific). Marine Biology, 139: 765-769. Mora, C. e Ospína, A. F. 2002. Experimental effect of cold, La Niña temperatures on the survival of reef fishes from Gorgona Island (eastern Pacific Ocean). Marine Biology, 141: 789-793. Mora, C., Tittensor, D. P. e Myers, R. A. 2008. The completeness of taxonomic inventories for describing the global diversity and distribution of marine fishes. Proceedings of the Royal Society B, 275: 149-155. Moura, R. L. 2000. Brazilian reefs as priority areas for biodiversity conservation in the Atlantic Ocean. In: Proceedings of the 9th International Coral Reef Symposium. Bali. Indonesia. 2: 917-920. Munday, P. L., Leis, J. M., Lough, J. M., Paris, C. B., Kingsford, M. J., Berumen, M. L. e Lambrechts, J. 2009. Climate change and coral reef connectivity. Coral Reefs, 28: 379-395. Neely, K. L. 2008. Influence of substract on coral reef fish communities. Tese de Douturado, Duke University, Estados Unidos da América, 102 p. O’Connor, M. I., Bruno, J. F., Gaines, S. D., Halpern, B. S., Lester, S. E., Kinlan, B. P., Weiss, J. M. 2006. Temperature control of larval dispersal and the implications for marine ecology, evolution, and conservation. Proceedings of the National Academy of Sciences, www.pnas.org/cgi/doi/10.1073/pnas.0603422104 46 Osman, R. W., Mungia, P. e Zajac, R. N. 2010. Ecological thresholds in marine communities: theory, experiments and management. Marine Ecology Progress Series, 413: 185–187. Ospína, A. F., e Mora, C. 2004. Effect of body size on reef fish tolerance to extreme low and high temperatures. Environmental Biology of Fishes, 70: 339343. Papagelis A. e Kalles D. 2001. Breeding Decision Trees Using Evolutionary Techniques. Proceedings of the Eighteenth International Conference on Machine Learning, 393-400. Pinheiro, H. T. 2010. Peixes recifais da Ilha dos Franceses: composição, distribuição espacial e conservação. Dissertação de Mestrado, Universidade Federal do Espírito Santo, 71p. Potts, D. C. e Swart, P. K. 1984. Water temperature as an indicator of environmental variability of a coral reef. American Society of Limnology and Oceanography, 29(3): 504-516. Quattrini, A. M., Ross, S. W., Sulak, K. J., Necaise, A. M., Casazza, T. L. e Dennis, G. D. 2004. Marine fishes new to continental United States waters, North Carolina, and the Gulf of Mexico. Southeastern Naturalist, 3: 155–172. R Development Core Team. 2009. R: A language and environment for statistical computing. R foundation for statistical computing, Vienna, Austria. Disponível em http://www.Rproject.org. Randall, J. E. 1996. Caribbean Reef Fishes, 3ed. T.F.H. Publications, Neptune City, New Jersey, 368p. Rangel, C. A., Chaves, L. C. T. e Monteiro-Neto, C. 2007. Baseline Assessment of the reef fish assemblage from Cagarras archipelago, Rio de Janeiro, southeastern Brazil. Brazilian Journal of Oceanography, 55(1): 7-17. Robertson, D. R., Karg, F., Moura, R. L., Victor, B. C. e Bernardi, G. 2006. Mechanisms of speciation and faunal enrichment in Atlantic parrotfishes. Molecular Phylogenetics and Evolution, 40: 795-807. Rocha, L. A. 2003. Patterns of distribution and processes of speciation in Brazilian reef fishes. Journal of Biogeography, 30: 1161-1171. Rocha, L. A. 2003a. Ecology, the Amazon Barrier, and Speciation in western Atlantic Halichoeres (Labridae). Tese de Doutorado, University of Florida, Estados Unidos da América, 69p. 47 Rocha, L. A., Craig, M. T. e Bowen, B. W. 2007. Phylogeography and the conservation of coral reef fishes. Coral Reefs, 26: 501-512. Rocha, L. A., Bass, A. L., Robertson, D. R. e Bowen, B. W. 2002. Adult habitat preferences, larval dispersal, and the comparative phylogeography of three Atlantic surgeonfishes (Teleostei: Acanthuridae). Molecular Ecology, 11: 243252. Simpson, S. D., Meekan, M. G., Larsen, N. J., McCauley, R. D. e Jeffs, A. 2010. Behavioral plasticity in larval reef fish: orientation is influenced by recent acoustic experiences. Behavioral Ecology, doi:10.1093/beheco/arq117. Smith, T. B. 2008. Temperature effects on herbivory for an Indo-Pacific parrotfish in Panamá: implications for coral-algal competition. Coral Reefs, 27: 397-405. Smith, C. 1997. Tropical Marine Fishes of the Caribbean, the Gulf of Mexico, Florida, the Bahamas, and Bermuda. Alfred A. Knopf, New York, 720p. Sponaugle, S., Grorud-Colvert, K. e Pinkard, D. 2006. Temperature-mediated variation in early life history traits and recruitment success of the coral reef fish Thalassoma bifasciatum in the Florida Keys. Marine Ecology Progress Series, 308: 1-15. Summerer, M., Hanel, R. e Sturmbauer, C. 2001. Mitochondrial phylogeny and biogeographic affinities of seabreans of the genus Diplodus (Sparidae). Journal of Fish Biology, 59: 1638–1652. Thresher, R. E. 1991. Geographic variability in the ecology of coral reef fishes: evidence, evolution and possible implications. In: Sale, P. F. (ed.) The ecology of fishes on coral reefs. Academic Press, San Diego, 401–436. Vermeij, G. J. 1991. When biotas meet - understanding biotic interchange. Science, 253: 1099-1104. Willig, M. R., Kaufman, D. M. e Stevens, R. D. 2003. Latitudinal gradients of biodiversity: Patterns, processes, and synthesis. Annual Review of Ecology, Evolution, and Systematics, 34:273–309. Wilson, S. K., Adjeroud, M., Bellwood, D. R., Berumen, M. L., Booth, D., Marie Bozec, Y.;, Chabanet, P., Cheal, A., Cinner, J., Depczynski, M., Feary, D. A., Gagliano, M., Graham, N. A. J., Halford, A. R., Halpern, B. S., Harborne, A. R., Hoey, A. S., Holbrook, S. J., Jones, G. P., Kulbiki, M.., Letourneur, Y., De Loma, T. L., McClanahan, T., McCormick, M. I., Meekan, M. G., Mumby, P. J., Munday, P. L., Öhman, M. C., Pratchett, M. S., Riegl, B., Sano, M., Schmitt, R. J., Syms, C. 2010. Crucial knowledge gaps in current understanding of climate 48 change impacts on coral reef fishes. The Journal of Experimental Biology, 213: 894-900 Zuur, A. F., Leno, E. N., Walker, N. J., Saveliev, A. A., Smith, G. M. 2009. Mixed effects models and extensions in ecology with R. Springer, New York, 562p. 49 9 APÊNDICE Lista das espécies que transpõem a barreira de temperatura Acanthuridae Acanthurus bahianus (Castelnau, 1855) Acanthurus chirurgus (Bloch, 1787) Acanthurus coeruleus (Bloch & Schneider, 1801) Antennariidae Antennarius multiocellatus (Valenciennes, 1837) Antennarius striatus (Shaw, 1794) Histrio histrio (Linnaeus, 1758) Apogonidae Apogon americanus (Castelnau, 1855) Apogon planifrons (Longley & Hildebrand, 1940) Apogon pseudomaculatus (Longley, 1932) Apogon quadrisquamatus (Longley, 1934) Apogon robbyi (Gilbert & Tyler, 1997) Astrapogon puncticulatus (Poey, 1867) Astrapogon stellatus (Cope, 1867) Phaeoptyx pigmentaria (Poey, 1860) Balistidae Balistes capriscus (Gmelin, 1789) Balistes vetula (Linnaeus, 1758) Blenniidae Ophioblennius trinitatis (Miranda Ribeiro, 1919) Parablennius marmoreus (Poey, 1876) Scartella cristata (Linnaeus, 1758) Callionymidae Callionymus bairdi (Jordan, 1888) Carangidae Alectis ciliaris (Bloch, 1787) Carangoides bartholomaei (Cuvier, 1833) Carangoides rubber (Bloch, 1793) Caranx crysos (Mitchill, 1815) Caranx hippos (Linnaeus, 1766) Caranx latus (Agassiz, 1831) Caranx lugubris (Poey, 1860) Chloroscombrus chrysurus (Linnaeus, 1766) Decapterus macarellus (Cuvier, 1833) Decapterus punctatus (Cuvier, 1829) Decapterus tabl (Berry, 1968) 50 Elagatis bipinnulata (Quoy & Gaimard, 1825) Hemicaranx amblyrhynchus (Cuvier, 1833) Pseudocaranx dentex (Bloch & Schneider, 1801) Selar crumenophthalmus (Bloch, 1793) Selene setapinnis (Mitchill, 1815) Selene vomer (Linnaeus, 1758) Seriola dumerili (Risso, 1810) Seriola fasciata (Bloch, 1793) Seriola lalandi (Valenciennes, 1833) Seriola rivoliana (Valenciennes, 1833) Trachinotus carolinus (Linnaeus, 1766) Trachinotus falcatus (Valenciennes, 1833) Trachinotus goodie (Jordan & Evermann, 1896) Trachurus lathami (Nichols, 1920) Chaenopsidae Emblemariopsis signifera (Ginsburg, 1942) Chaetodontidae Chaetodon sedentarius (Poey, 1860) Chaetodon striatus (Linnaeus, 1758) Cirrhitidae Amblycirrhitus pinos (Mowbray, 1927). Congridae Heteroconger longissimus (Günther, 1870) Dactylopteridae Dactylopterus volitans (Linnaeus, 1758) Diodontidae Chilomycterus antillarum (Jordan & Rutter, 1897) Chilomycterus reticulates (Linnaeus, 1758) Chilomycterus spinosus_spinosus (Linnaeus, 1758) Diodon holocanthus (Linnaeus, 1758) Diodon hystrix (Linnaeus, 1758) Epinephelidae Cephalopholis furcifer (Valenciennes, 1833) Epinephelus itajara (Lichtenstein, 1822) Epinephelus morio (Valenciennes, 1828) Mycteroperca bonaci (Poey, 1860) Mycteroperca interstitialis (Poey, 1860) Rypticus bistrispinus (Mitchill, 1818) Rypticus randalli (Courtenay, 1967) Rypticus saponaceus (Bloch & Schneider, 1801 Rypticus subbifrenatus (Gill, 1861) 51 Fistulariidae Fistularia tabacaria (Linnaeus, 1758) Gobiidae Coryphopterus dicrus (Böhlke & Robins, 1960) Coryphopterus glaucofraenum (Gill, 1863) Coryphopterus thrix (Böhlke & Robins, 1960) Ctenogobius saepepallens (Gilbert & Randall, 1968) Elacatinus fígaro (Sazima, Moura & Rosa, 1997) Gnatholepis thompsoni (Jordan, 1904) Microgobius carri (Fowler, 1945) Priolepis dawsoni (Greenfield, 1989) Grammatidae Gramma brasiliensis (Sazima, Gasparini & Mouram,1998) Haemulidae Anisotremus surinamensis (Bloch, 1791) Anisotremus virginicus (Linnaeus, 1758) Haemulon aurolineatum (Cuvier, 1830) Haemulon parra (Desmarest, 1823) Haemulon plumieri (Lacepède, 1801) Haemulon steindachneri (Jordan & Gilbert, 1882 Orthopristis ruber (Cuvier, 1830) Pomadasys corvinaeformis (Steindachner, 1868) Holocentridae Holocentrus adscensionis (Osbeck, 1765) Myripristis jacobus (Cuvier, 1829) Plectrypops retrospinnis (Guichenot, 1853) Kyphosidae Kyphosus spp. (Linnaeus, 1758) Labridae Bodianus pulchellus (Poey, 1860) Bodianus rufus (Linnaeus, 1758) Clepticus brasiliensis (Heiser, Moura & Robertson, 2000) Doratonotus megalepis (Günther, 1862) Halichoeres brasiliensis (Bloch, 1791) Halichoeres dimidiatus (Agassiz, 1831) Halichoeres penrosei (Starks, 1913) Halichoeres poeyi (Steindachner, 1867) Thalassoma noronhanum (Boulenger, 1890) Xyrichtys novacula (Linnaeus, 1758) 52 Labrisomidae Labrisomus cricota (Sazima, Gasparini & Moura, 2002) Labrisomus kalisherae (Jordan, 1904) Labrisomus nuchipinnis (Quoy & Gaimard, 1824) Malacoctenus delalandii (Valenciennes, 1836) Malacoctenus aff.triangulatus (Springer, 1959) Starksia brasiliensis (Gilbert, 1900) Lutjanidae Lutjanus analis (Cuvier, 1828) Lutjanus cyanopterus (Cuvier, 1828) Lutjanus jocu (Bloch and Schneider, 1801) Lutjanus purpureus (Poey, 1866) Lutjanus synagris (Linnaeus, 1758) Ocyurus chrysurus (Bloch, 1791) Rhomboplites aurorubens (Cuvier, 1829) Malacanthidae Malacanthus plumieri (Bloch, 1786) Aluterus monoceros (Linnaeus, 1758) Aluterus schoepfii (Walbaum, 1792) Aluterus scriptus (Osbeck, 1765) Cantherhines macrocerus (Hollard, 1853) Cantherhines pullus (Ranzani, 1842). Stephanolepis hispidus (Linnaeus, 1766) Mullidae Pseudupeneus maculates (Block, 1793) Muraenidae Channomuraena vittata (Richardson, 1845) Echidna catenata (Bloch, 1795) Gymnothorax funebris (Ranzani, 1840) Gymnothorax miliaris (Kaup, 1856) Gymnothorax moringa (Cuvier, 1829) Gymnothorax ocellatus (Agassiz, 1831) Gymnothorax vicinus (Castelnau, 1855) Ogcocephalidae Ogcocephalus vespertilio (Linnaeus, 1758) Ophichthidae Ahlia egmontis (Jordan, 1884) Myrichthys breviceps (Richardson, 1848) Myrichthys ocellatus (Lesueur, 1825) Myrophis punctatus (Lütken, 1852) Ophichthus ophis (Linnaeus, 1758) 53 Opistognathidae Opistognathus aff.aurifrons (Jordan & Thompson, 1905) Ostraciidae Acanthostracion polygonius (Poey, 1876) Acanthostracion quadricornis (Linnaeus, 1758) Lactophrys trigonus (Linnaeus, 1758 Pempheridae Pempheris schomburgki (Müller & Troschel, 1848) Pomacanthidae Centropyge aurantonotus (Burgess, 1974) Holacanthus ciliaris (Linnaeus, 1758) Holacanthus tricolor (Bloch, 1795) Pomacanthus arcuatus (Linnaeus, 1758) Pomacanthus paru (Bloch, 1787) Pomacentridae Abudefduf saxatilis (Linnaeus, 1758) Chromis flavicauda (Günther, 1880) Chromis jubauna (Moura, 1995) Chromis multilineata (Guichenot, 1853) Stegastes fuscus (Cuvier, 1830) Stegastes pictus (Castelnau, 1855) Stegastes variabilis (Castelnau, 1855) Priacanthidae Heteropriacanthus cruentatus (Lacepede, 1801) Priacanthus arenatus (Cuvier, 1829) Ptereleotridae Ptereleotris randalli (Gasparini, Rocha & Floeter, 2001) Scaridae Cryptotomus roseus (Cope, 1871) Nicholsina usta_usta (Valenciennes, 1840) Scarus trispinosus (Valenciennes, 1840) Scarus zelindae (Moura, Figueiredo & Sazima, 2001) Sparisoma amplum (Ranzani, 1841) Sparisoma axillare (Steindachner, 1878) Sparisoma frondosum (Agassiz, 1831) Sparisoma radians (Valenciennes, 1840) Scianidae Equetus lanceolatus (Linnaeus, 1758) Odontoscion dentex (Cuvier,1830) Pareques acuminatus (Bloch & Schneider, 1801) 54 Scorpaenidae Scorpaena brasiliensis (Cuvier, 1829) Scorpaena grandicornis (Cuvier, 1829) Scorpaena isthmensis (Meek & Hildebrand, 1928) Scorpaena plumieri (Bloch, 1789) Scorpaenodes caribbaeus (Meek & Hildebrand, 1928) Scorpaenodes tredecimspinosus (Metzelaar, 1919) Serranidae Diplectrum formosum (Linnaeus, 1766) Diplectrum radiale (Quoy & Gaimard, 1824) Serranus baldwini (Evermann & Marsh, 1899) Serranus flaviventris (Cuvier, 1829) Serranus phoebe (Poey, 1851) Sparidae Archosargus probatocephalus (Walbaum, 1792) Archosargus rhomboidalis (Linnaeus, 1758) Calamus penna (Valenciennes, 1830) Calamus pennatula (Guichenot, 1868) Syngnathidae Bryx dunckeri (Metzelaar, 1919) Cosmocampus albirostris (Kaup, 1856) Hippocampus aff. reidi (Ginsburg, 1993) Hippocampus erectus (Perry, 1810) Micrognathus crinitus (Jenyns, 1842) Microphis brachyurus (Bleeker, 1853) Synodontidae Synodus foetens (Linnaeus, 1766) Synodus intermedius (Spix & Agassiz, 1829) Synodus synodus (Linnaeus, 1758) Trachinocephalus myops (Forster, 1801) Tetraodontidae Canthigaster figueiredoi (Moura & Castro, 2002) Sphoeroides greeleyi (Gilbert, 1900) Sphoeroides spengleri (Bloch, 1785) Sphoeroides testudineus (Linnaeus, 1758) Tripterygiidae Enneanectes altivelis (Rosenblatt, 1960) Uranoscopidae Astroscopus ygraecum (Cuvier, 1829)