diretiva quadro da água vs. funcionamento do ecossistema

DIRETIVA QUADRO
DA ÁGUA VS.
FUNCIONAMENTO
DO ECOSSISTEMA:
EXEMPLO DA
BARRAGEM
CRESTUMA-LEVER
Nelson Luís Ramos Ferreira da Silva
Mestrado em Biologia e Gestão da Qualidade da Água
Departamento de Biologia
2013
Orientador
Doutora Sara Cristina Ferreira Marques Antunes, Professora Auxiliar
Convidada do Departamento de Biologia da Faculdade de Ciências da
Universidade do Porto
Coorientador
Doutora Maria da Natividade Vieira, Professora Associada com
Agregação do Departamento de Biologia da Faculdade de Ciências da
Universidade do Porto
FCUP
Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever
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Todas as correções determinadas
pelo júri, e só essas, foram efetuadas.
O Presidente do Júri,
Porto, ______/______/_________
FCUP
Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever
Dissertação submetida à Faculdade de Ciências da Universidade do
Porto, para a obtenção do grau de Mestre em Biologia e Gestão da
Qualidade da Água, da responsabilidade do Departamento de
Biologia.
A presente tese foi desenvolvida sob a orientação científica da
Doutora Sara Cristina Antunes, Professora Auxiliar Convidada do
Departamento de Biologia da FCUP; e co-orientação científica da
Doutora Maria Natividade Vieira, Professora Associada com
Agregação do Departamento de Biologia da FCUP.
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“Só é impossível se for para ontem.”
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Agradecimentos
Às minhas orientadoras, Professora Doutora Sara Antunes e Professora Doutora Natividade
Vieira, pelas saídas de campo, ajudas no laboratório, pela disponibilidade total, motivação e
apoio não só académico mas também pessoal;
Aos meus familiares pelas preocupações partilhadas, pelo mau feitio suportado, pelas
tristezas e angústias atenuadas;
Ao Daniel Ferraz, Enio Pimenta, Rute Ferraz, Joana Malheiro, Christophe Afonso, Carla
Soares, Lisa Teixeira, Joana Moreno e Zoé Sá (entre muitos outros) pelas noites bem
passadas, pela força incutida, pelo abraço, pelo tempo despendido de bom grado, e pelos
sorrisos arrancados;
A todos os colegas de laboratório pela louça lavada, pela ajuda preciosa nos ensaios, pelas
conversas e por todos os detalhes que embora não relatados nunca serão esquecidos;
Ao Eng.º Francisco van Zeller, Eng.º João Paulo Graça e ao Nelson Pascoal pelo tempo
cedido para a execução da tese, pela entreajuda mas principalmente por me fazerem
acreditar que “só é impossível se for para ontem”;
Àqueles que não foram mencionados e que direta ou indiretamente influenciaram o
aparecimento deste trabalho;
Um enorme obrigado! “Sozinhos chegamos mais rápido… juntos chegamos mais longe!”.
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Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever
Resumo
A Diretiva Quadro da Água (DQA) iniciou um novo regime na política europeia de gestão da
qualidade da água, estendendo a proteção a todas as águas naturais, com o objetivo de
conseguir alcançar o seu bom estado e conservação até 2015. De acordo com esta Diretiva
todas as águas devem ser objeto de estudo e proteção, introduzindo-se o conceito de
gestão baseada em bacias hidrográficas, a noção de uso sustentável da água (princípio do
utilizador/pagador) e o controlo da poluição. Para esta avaliação, e de acordo com estudos
que permitiram implementar e definir as ações previstas na DQA, definiram-se indicadores
de qualidade nomeadamente os elementos de qualidade biológica, os elementos químicos e
físico-químicos.
A água é um recurso natural com características muito especiais, indispensável ao homem e
aos outros seres vivos, sendo assim de extrema importância assegurar a boa qualidade da
mesma. Deste modo, o objetivo da presente dissertação foi avaliar o estado ecológico da
água da albufeira de Crestuma-Lever (do Norte de Portugal), através de duas abordagens
complementares. Por um lado, foi realizada a caraterização física e química às amostras de
água recolhidas, de acordo com os elementos físicos e químicos de suporte geral propostos
pela DQA. Numa perspetiva complementar, e no intuito de avaliar a funcionalidade do
ecossistema foram realizados ensaios de alimentação com Daphnia magna, em que se
avaliou a taxa de inibição alimentar de D. magna quando esta foi exposta a amostras de
água recolhidas na albufeira. Assim, e durante o período de outubro de 2012 a setembro de
2013, foram recolhidas amostras de água, com uma periodicidade mensal, em dois pontos
na albufeira de Crestuma-Lever (na margem oposta à ETA de Crestuma-Lever e dentro da
Marina Angra do Douro).
Os resultados dos parâmetros físicos e químicos de suporte geral, obtidos in situ e em
laboratório (abordagem DQA) indicam que a água recolhida nos dois pontos de amostragem
dentro da albufeira, apresenta uma classificação inferior a bom na maioria dos meses
amostrados. Os resultados obtidos com os testes de inibição alimentar demonstraram que a
qualidade da água da albufeira não apresenta alterações negativas para os cladóceros.. No
entanto, a albufeira de Crestuma-Lever deverá continuar a ser alvo de monitorização e
acções de preservação no sentido de manter ou melhorar a qualidade da água.
Palavras-chave: Albufeira de Crestuma-Lever, Daphnia magna, monitorização sensu
DQA, ensaios de alimentação, parâmetros físico-químicos, qualidade da água.
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Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever
Abstract
The Water Framework Directive (WFD) began a new regime in the European management of
water quality, extending protection to all natural waters, in order to achieve its good condition
and conservation until 2015. According to this Directive all natural waters should be studied
and protected, introducing the concept of management based on river basins, the notion of
sustainable water use (principle of user/payer) and pollution control. For this evaluation, and
according to studies that allowed the implementation and definition of the actions foreseen by
the WFD, quality indicators were defined including the biological quality elements, chemical
and physicochemical elements.
Water is a natural resource with very special features, essential to humans and other living
beings and it is of utmost importance to ensure its good quality. Thus, the aim of this thesis
was to evaluate the ecological status of Crestuma-Lever reservoir (North of Portugal),
through two complementary approaches. On one hand, the physical and chemical
characterization of water samples was performed accordingly to the general physical and
chemical parameters proposed by the WFD. In a complementary perspective, and in order to
evaluate the ecological status according to a functional perspective feeding trials were
conducted with Daphnia magna, which evaluated the rate of feeding inhibition when Daphnia
was exposed to water samples collected in the reservoir. Thus, during the period october
2012 to september 2013, water samples were collected, on a monthly basis, at two points on
the Crestuma-Lever reservoir (on the opposite margin of the ETA Crestuma-Lever, and within
the Marina Angra do Douro).
The results of the general physical and chemical parameters obtained in situ and in
laboratory (approach WFD) indicate that water collected in the two sampling points within
reservoir showed a less than good classification in almost months. The results obtained with
feeding inhibition assays revealed that reservoir water quality does not show negative
modifications in cladocerans community. However, the Crestuma-Lever reservoir should
continue being a target of monitoring and conservation actions in order to maintain or
improve its water quality.
Keywords:
Crestuma-Lever reservoir, Daphnia magna, WFD monitoring, feeding
inhibition, physicochemical parameters, water quality.
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Índice
1. INTRODUÇÃO
12
1.1 Caraterização das albufeiras
14
1.1.2 Albufeiras em Portugal
18
1.2 Diretiva Quadro da Água
19
1.3 Avaliação da qualidade da água em albufeiras
22
Avaliação biológica
Avaliação hidromorfológica
Avaliação química e físico-química
22
24
25
1.4 Metodologias alternativas e/ou complementares à DQA
29
1.5 Objetivos
33
2. MATERIAL E MÉTODOS
35
2.1 Caraterização do local de estudo
35
2.2 Amostragem
2.3 Procedimentos laboratoriais
2.4 Ensaios de inibição alimentar
2.5 Análise estatística
38
38
39
42
3. RESULTADOS
44
4. DISCUSSÃO
51
5. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
60
7
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Lista de figuras
Pág.
Figura 1.
Evolução do processo de eutrofização de lagos e albufeiras.
16
Associação entre o uso e ocupação do solo e a eutrofização
(adaptado de Von Sperling, 1996).
Figura 2.
Vista geral da barragem de Crestuma-Lever (fotografia de Nelson
35
Silva, 2013).
Figura 3.
Vista geral da ETA de Lever (adaptado de http://www.addp.pt/)
Figura 4.
Vista
geral
da
Marina
Angra
do
Douro
(adaptado
36
de
37
Localização geográfica da Barragem de Crestuma-Lever e sua
37
http://www.marinaangradodouro.pt/).
Figura 5.
posição relativa à Marina Angra do Douro e ETA de Lever (adaptado
de Google maps).
Figura 6.
Classificação taxonómica. Daphnia magna (Straus, 1820)
40
Figura 7.
Variação dos parâmetros físicos e químicos medidos in situ nos dois
pontos de amostragem ao longo do período do estudo.
45
Figura 8.
Variação dos nutrientes quantificados nas amostras de água
recolhidas nos dois pontos de amostragem ao longo do período do
estudo. Os dados apresentados são referentes à média de 3
réplicas e as barras correspondem ao desvio padrão calculado.
46
Figura 9
Variação da taxa alimentação de D. magna quando exposta às
amostras de águas naturais recolhidas nos dois pontos de
amostragem ao longo do período do estudo em relação ao controlo.
Os dados apresentados são referentes à média e as barras
correspondem ao desvio padrão calculado.
48
8
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Lista de tabelas
Pág.
Tabela 1.
Critérios de Classificação do estado trófico de massas de água
17
fortemente modificadas.
Tabela 2.
Critério de Classificação do estado trófico segundo UNESCO, 1992
18
(adaptado de Deborah Chapman).
Tabela 3.
Objetivos ambientais da Diretiva Quadro da Água (adaptado de
21
INAG, 2009)
Tabela 4.
Sensibilidade dos elementos de qualidade biológica a diferentes
23
pressões antropogénicas em rios e lagos (adaptado de INAG, 2009).
Tabela 5.
Parâmetros Físico-Químicos gerais a monitorizar em massas de
26
água fortemente modificadas – albufeiras (adaptado de INAG,
2009).
Tabela 6.
Limites máximos para os parâmetros físico-químicos gerais, para o
27
estabelecimento do Bom Potencial Ecológico em massas de água
fortemente modificadas – albufeiras (adaptado de INAG, 2009)
Tabela 7.
Métodos utilizados para a quantificação de nitritos, nitratos e fósforo.
39
Tabela 8.
Tabela resumo da análise de variâncias de uma-via (ANOVA one-
48
way) aplicada à taxa de inibição alimentar (“feeding”) de D. magna
após exposição às águas naturais de Crestuma e Marina durante o
período de estudo (g.l. graus de liberdade, QM – quadrados médio,
F - F estatístico (QMfactor/QMresidual), P probabilidade). Os
valores a negrito evidenciam os parâmetros para os quais se
registam diferenças significativas.
Tabela 9.
Resumo dos parâmetros obtidos - DQA vs. Funcionamento do
Ecossistema.
49
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Lista de abreviaturas
DQA
Diretiva Quadro da Água
PNA
Plano Nacional da Água
INAG
Instituto Nacional
OCDE
Organização para a Cooperação e Desenvolvimento Económico
UNESCO
United Nations Educational, Scientific and Cultural Organization
LA
Lei da Água
PBH
Planos de Bacia Hidrográfica
OD
Oxigénio Dissolvido
ETA
Estação de Tratamento de Águas
ADP
Águas do Douro e Paiva
CBO
Carência Bioquímica de Oxigénio
CQO
Carência Química de Oxigénio
ASTM
American Society for Testing and Material
PEG
Plankton Ecology Group
10
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Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever
Introdução
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1. Introdução
A água desempenha um papel vital e insubstituível em todo o equilíbrio ecológico,
sendo um suporte essencial dos ecossistemas e um recurso natural imprescindível à
manutenção da vida na Terra (Rodrigues et al., 2001). Embora a água seja um recurso
renovável, apenas 3% da sua totalidade é doce e apenas 0,26% desta se encontra potável
(Gleick, 1996). A água distribui-se de forma heterogénea no espaço e no tempo. No entanto,
episódios de cheias e secas apresentam-se como manifestações extremas dessa
heterogeneidade, podendo ocasionar prejuízos significativos nos ecossistemas afetados e
na sua biodiversidade.
Os problemas dos recursos hídricos são ainda agravados pelas situações difíceis que
se verificam pela intensiva utilização, partilhada, das bacias internacionais entre diversos
países. Atendendo à interdependência das condições naturais e das pressões das
atividades humanas sobre as massas de água, a Diretiva Quadro da Água (DQA)
estabelece o princípio da gestão das águas de bacias hidrográficas, princípio há muito
reconhecido como boa prática de gestão da água. No caso de bacias hidrográficas
partilhadas por vários Estados-membros, a responsabilidade de alcançar os objetivos
ambientais para as massas de água é atribuída não só ao Estado com jurisdição sobre
essas massas de água, mas também aos Estados a montante, na medida em que as
atividades humanas que se exercem nesses Estados tenham efeitos significativos sobre as
águas que se encontram a jusante. Exige-se, assim, que os Estados que partilhem bacias
hidrográficas estabeleçam formas de cooperação adequadas para alcançar os objetivos
ambientais definidos na diretiva (Sanches, 2012).
Este aspeto é particularmente importante no caso de Portugal: cerca de dois terços do
território de Portugal Continental está inserido nas bacias hidrográficas partilhadas com
Espanha – as bacias hidrográficas dos rios Minho, Lima, Douro, Tejo e Guadiana – e cerca
de 50 por cento dos recursos hídricos de superfície são gerados na parte espanhola destas
bacias hidrográficas. O facto de Portugal se encontrar a jusante na generalidade das bacias
hidrográficas partilhadas constitui uma inegável vantagem: permite-nos usufruir de uma
quantidade de água muito superior àquela que é gerada no nosso território. Contudo, esta
situação não está isenta de um grave inconveniente: torna-nos dependentes da forma como
em Espanha é utilizada a água, inconveniente acrescido pelo facto de a região central e sul
da Península Ibérica ser uma das mais secas da Europa. Para obviar a situação de
escassez de recursos hídricos foram construídas, em Espanha, nas últimas décadas,
grandes barragens, que permitem o controlo efetivo do regime de escoamento dos rios à
entrada de Portugal. Em consequência, o uso da água em Espanha intensificou-se, o que
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Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever
determinou, por exemplo, que os volumes médios de escoamento que se verificariam em
condições naturais se reduziram atualmente em mais de 50 por cento no caso do Guadiana
e em mais de 30 por cento no caso do Tejo, e o regime natural de caudais passou a ser
controlado pela forma como as albufeiras são exploradas, com consequências muito
negativas para o estado das massas de água a jusante. Por outro lado, a qualidade da água
sofreu uma degradação muito acentuada em resultado da agricultura intensiva e da
descarga de esgotos domésticos e industriais sem tratamento adequado. Desta forma, o
bom estado de importantes massas de água, como o estuário do Tejo ou a albufeira de
Alqueva, por exemplo, só pode ser alcançado com a cooperação de Espanha (Sanches,
2012).
Deste modo, um dos principais problemas que leva a desequilíbrios no ecossistema
aquático é o seccionamento dos rios através da construção de barragens. Estes
empreendimentos, apesar de todos os benefícios associados à sua construção, tais como o
armazenamento de água, a prevenção das cheias e a produção de energia elétrica, dão
origem a grandes massas de água paradas artificiais (nomeadamente albufeiras) o que ao
longo do tempo poderá levar à redução significativa da qualidade biológica e química da
água acarretando custos ambientalmente relevantes. Uma vez que a construção de
barragens apresenta vários objetivos, destacando-se de entre eles a obtenção de água
potável para abastecimento das populações, é de extrema importância assegurar, por um
lado, quantidade suficiente deste recurso e por outro, garantir a qualidade do mesmo.
As barragens dão origem a albufeiras onde se armazenam e/ou desviam massas de
água, alterando o regime caudal do rio de acordo com as necessidades humanas. Estas
alterações condicionam, por sua vez, os processos essenciais dos ecossistemas naturais,
tais como a produção de matéria e energia (fotossíntese), a reciclagem de matéria (ciclos
biogeoquímicos) e a manutenção do equilíbrio de gases na atmosfera (McCartney et al.,
2001).
A construção de barragens leva a alterações do regime de escoamento com a
diminuição da velocidade e aumento do tempo de retenção. Assim, a taxa de sedimentação
cresce abruptamente levando ao assoreamento da albufeira, à erosão do leito aluvial a
jusante do corpo da barragem e à modificação da vegetação ripícola, aumentando
exponencialmente o risco de eutrofização (Morris & Fan, 1998; Rocha, 2002). Também o
leito do sistema aquático é alterado, tanto em termos paisagísticos como em termos
geomorfológicos (Friedl, 2002; Rocha, 2002).
Os efeitos da variação da qualidade da água podem ser verificados após a criação da
barragem, influenciando as transferências de energia e matéria entre o rio e os sistemas
ecológicos que o rodeiam. Estas consequências exercem um efeito dominó exponencial
13
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sobre as espécies ao longo da cadeia alimentar, até que seja reinstaurado um novo
equilíbrio (WCD, 2000). Deste modo, ao alterar o padrão do caudal, altera-se o transporte de
nutrientes, a temperatura da água e reduz-se o transporte de sedimentos o que leva a
efeitos negativos na qualidade da água (WCD, 2000).
1.1 Caraterização das albufeiras
As albufeiras definem-se como sendo “uma massa de água lêntica e artificial criada pelo
Homem através da construção de barragens em cursos de água já existentes” (INAG, 2009).
Uma albufeira é composta por três partes formando um sistema híbrido: parte rio (lótico),
parte em evolução de lótico para lêntico, e parte lago (lêntico). Apresenta características
lênticas regulando e retardando o fluxo do rio, com taxa de renovação mais lenta que a de
um sistema lótico, mas mais rápida que a de um lago (Wetzel, 1993).
Num sistema lêntico, a alternância entre períodos de mistura e de estratificação,
provocadas pela passagem e pelas diferentes estações do ano, é perturbada pelas
variações dos movimentos horizontais da água do rio e da sua taxa de renovação, tendo
como consequência a variação da qualidade da água (Friedl, 2002; Friedl & Wuest, 2002). A
redução da velocidade de escoamento de uma albufeira potencia a estratificação da coluna
de água. Assim, tende a formar-se uma termoclina durante a primavera-verão, que separa a
camada de água superficial, epilimnion, da camada de água situada abaixo da termoclina,
hipolímnion (Odum, 1971). A ocorrência desta estratificação nos ecossistemas aquáticos
apresenta diversas consequências (Odum, 1971):
 Temperaturas elevadas da água junto à superfície, em contraste com temperaturas
muito baixas no hipolímnion;
 Concentrações reduzidas de nutrientes acima da termoclina, devido ao consumo
pelo fitoplâncton “aprisionado” no epilimnion;
 Concentrações elevadas de nutrientes e compostos resultantes da decomposição
anaeróbia da matéria orgânica junto ao fundo por oposição a concentrações
reduzidas de oxigénio dissolvido.
Deste modo, consoante a descarga da albufeira seja efetuada acima ou abaixo da
termoclina, o seu efeito na qualidade da água a jusante da barragem será distinto (Odum,
1971). O aumento da temperatura à superfície na primavera-verão, em conjunto com a
redução da velocidade de escoamento e consequente diminuição da turbidez, potenciam o
crescimento do fitoplâncton podendo dar origem a blooms algais (Friedl, 2002; Poff & Hart,
2002).
Com a passagem de um regime lótico para um regime lêntico, dá-se uma modificação
dos ciclos biogeoquímicos tais como o do carbono (C), do fósforo (P), do azoto (N) e da
14
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sílica (Si) (Friedl, 2002). O aumento do tempo de residência, através da diminuição da
evaporação, do acréscimo da temperatura da água e da diminuição do oxigénio, conduz a
um aumento da concentração de sais dissolvidos. Para além disto, quer o aumento do
tempo de residência, quer a produção autóctone de biomassa, vão alterar a biogeoquímica
dos sedimentos e podem conduzir à libertação de metais pesados. A libertação de metais
retidos em solos e sedimentos está diretamente relacionada às formas físico-químicas de
retenção, que por sua vez são controladas por reações químicas e processos físicos que
dependem do pH, da capacidade de troca catiónica, do teor de matéria orgânica, bem como
da constituição mineralógica do solo (Plassards et al., 2000; Alleoni et al., 2005; Matos et al.,
2001; Lacerda, Solomons, 1998).Todas estas transformações e alterações no equilíbrio do
ecossistema aquático influenciam a qualidade da água.
O armazenamento de água em albufeiras permite que se atinja um equilíbrio mais ou
menos estável ao longo de todo o ano entre a água existente e as necessidades de
consumo da mesma. Assim, existe uma necessidade reduzida da dependência do regime
natural da água, tanto em caso de escassez como em caso de grandes excessos. Estas
reservas de água são também grandemente afetadas por contaminação difusa recebendo,
por vezes, efluentes domésticos e industriais sendo também o último recetor da escorrência
de solos agrícolas e florestais (substancialmente ricos em pesticidas). Estes "inputs" nos
ecossistemas aquáticos, nomeadamente nas albufeiras, levam ao aumento de concentração
de nutrientes, materiais sólidos e matéria orgânica, que conduzem à deterioração
significativa da qualidade da água. A entrada excessiva desses nutrientes no ecossistema
leva a que este seja incapaz de repor o equilíbrio pelos níveis tróficos superiores ocorrendo
um aumento acelerado da produtividade primária (nomeadamente fitoplâncton), ocorrendo o
fenómeno de eutrofização. A redução da transparência da água, a alteração da sua
coloração, odor e sabor são também algumas consequências resultantes do aumento de
concentração de nutrientes e consequente facilitação de blooms de microalgas (Aubry &
Elliott, 2005). O fitoplâncton necessita de uma grande variedade de nutrientes para crescer
mas, geralmente, apenas o fósforo e/ou o azoto estão em défice nos sistemas aquáticos
sendo, por isso, os fatores que limitam o seu crescimento. Deste modo, o processo de
eutrofização resulta, na maioria das vezes, do aumento excessivo destes nutrientes
(sobretudo do fósforo) que permite um incremento muito rápido do fitoplâncton, com a
incapacidade do zooplâncton de repor à mesma velocidade o equilíbrio no ecossistema
(Levinton, 2001).
A eutrofização pode ter origem natural ou ser uma consequência da atividade humana
(Figura 1). Quando a origem é natural, o sistema aquático torna-se eutrófico muito
lentamente e o ecossistema mantém-se em equilíbrio. Geralmente, a água mantém-se com
15
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boa qualidade para o consumo humano e a biodiversidade mantém-se estável. Nos casos
em que a eutrofização resulta de atividades antropogénicas, o processo é bastante mais
rápido, os ciclos biológicos e químicos podem ser interrompidos e, na maior parte dos
casos, o sistema entra num rápido processo de deterioração (Levinton, 2001). As fontes de
nutrientes mais comuns geradas pelas atividades humanas são a lixiviação dos campos
agrícolas (devido à utilização de fertilizantes), os efluentes industriais, os efluentes das
áreas urbanas e a desflorestação. Todas elas provocam a libertação para os ecossistemas
aquáticos de grandes quantidades de nutrientes que ficam disponíveis para o crescimento
do fitoplâncton.
Figura 1- Evolução do processo de eutrofização de lagos e albufeiras. Associação entre o uso e ocupação do solo
e a eutrofização (adaptado de Von Sperling, 1996).
16
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O Índice do Estado Trófico tem por finalidade classificar corpos de água em diferentes
graus de trofia, ou seja, avalia a qualidade da água quanto ao enriquecimento por nutrientes
e seu efeito relacionado ao crescimento excessivo das algas ou ao aumento da infestação
de macrófitas aquáticas (ANA, 2013).
Para a avaliação do estado trófico das albufeiras recorre-se normalmente à
caraterização de certos parâmetros físicos e químicos na água, nomeadamente a
concentração de fósforo total, clorofila a e profundidade visível do disco de Secchi.
As Tabelas 1 e 2, apresentam um resumo de critérios de classificação do estado trófico
de massas de água, segundo diversas entidades. Por último, em Portugal, quando se utiliza
o critério da Unesco para classificação do estado trófico, não se utiliza o parâmetro fauna
piscícola, por questões biogeográficas, nem o parâmetro de percentagem de saturação de
oxigénio, por questões climáticas, pelo que na Tabela 2, estes dois parâmetros não foram
mencionados.
Tabela 1 - Critérios de Classificação do estado trófico de massas de água fortemente modificadas.
Parâmetro
Oligotrofia
Mesotrofia
Eutrofia
Classificação do estado trófico segundo o Plano Nacional da Água (PNA) (2002)
3
Fósforo total (mg P/m )
3
Biomassa clorofilina (mg/m )
< 10,0
10,0 - 50,0
> 50,0
< 2,5
2,5 - 15,0
> 15,0
Classificação do estado trófico, INAG –Diretiva das Águas Residuais Urbanas
3
Fósforo total (mg P/m )
< 10,0
10,0 - 35
> 35
< 2,5
2,5 - 10,0
> 10,0
-
-
< 40
< 10,0
10,0 - 35
> 35
< 2,5
2,5 - 8
>8
Máximo biomassa clorofilina (mg/m )
<8
8 - 25
< 25
Profundidade de Secchi (m)
>6
6-3
<3
Profundidade mínima de Secchi (m)
>3
3 - 1,5
< 1,5
3
Biomassa clorofilina (mg/m )
% Saturação de O2
Classificação do estado trófico segundo OCDE (1982)
3
Fósforo total (mg P/m )
3
Biomassa clorofilina (mg/m )
3
17
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Tabela 2 - Critério de Classificação do estado trófico segundo UNESCO, 1992 (adaptado de Deborah Chapman).
Parâmetro
Ultraligotrofia
Oligotrofia
Mesotrofia
Eutrofia
Hipertrofia
4,0
10,0
10,0 - 35
35 - 100
100,0
1,0
2,5
2,5 - 8
8 - 25
25,0
Máximo biomassa clorofilina (mg/m )
2,5
8,0
8 - 25
25 - 75
75,0
Profundidade média de Secchi (m)
12,0
6
6-3
3 - 1,5
1,5
Profundidade mínima de Secchi (m)
6,0
3,0
3 - 1,5
1,5 - 0,7
0,7
3
Fósforo total (mg P/m )
3
Média biomassa clorofilina (mg/m )
3
Assim, e de acordo com as tabelas apresentadas, os critérios de classificação do estado
trófico dividem-se essencialmente em:
Oligotrófico – corresponde a lagos ou albufeiras limpas, de baixa produtividade
primária, e em que não ocorrem interferências indesejáveis sobre o uso da água.
Mesotrófico – corresponde a lagos ou albufeiras com produtividade primária
intermédia, com possíveis implicações sobre a qualidade da água, mas em níveis aceitáveis,
na maioria dos casos.
Eutrófico – corresponde a lagos ou albufeiras com alta produtividade primária em
relação às condições naturais, de baixa transparência, em geral afetados por atividade
antropogénicas, em que ocorrem alterações indesejáveis na qualidade da água e
interferências nos seus múltiplos usos.
1.1.2 Albufeiras em Portugal
A partir da década de 50 do século XX foi promovida a construção de numerosos
aproveitamentos hidroelétricos (Leitão & Lopes, 2000). As águas armazenadas após estas
construções - barragens - têm normalmente como finalidades principais a irrigação agrícola,
a produção de energia elétrica e o abastecimento de água para consumo humano. No
entanto,
proporciona
também
outros
usos,
nomeadamente
a
construção
de
estabelecimentos hoteleiros, casas de férias, parques de campismo, bem como o
desenvolvimento de variadas atividades recreativas e desportivas. Ao nível industrial referese a tendência para instalação de pisciculturas. Naturalmente, as atividades que surgem
como consequência da criação da albufeira não podem pôr em causa as atividades para as
quais, prioritariamente esta foi construída, apesar de inevitáveis incompatibilidades (Casado,
2007). No entanto, a qualidade da água de uma albufeira, além dos seus usos, depende das
atividades que se desenvolvem nas suas margens. Pode-se dizer que a mesma está
intimamente relacionada com o uso que se faz do solo em seu redor (Mota, 1981).
18
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Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever
À medida que o ambiente é urbanizado, a contaminação das águas superficiais,
caraterizada pelos rios e albufeiras, ocorre devido aos seguintes fatores:
a) Escorrências de poluentes de esgotos domésticos ou industriais, através das
ligações clandestinas;
b) Escorrências pluviais agregadas a lixo urbano;
c) Escoamento superficial que drena áreas agrícolas tratadas com pesticidas ou outros
compostos;
d) Drenagem de águas subterrâneas contaminadas (Tucci, 2002).
Portugal apresenta um número reduzido de massas de água doce naturais, sendo que
os ecossistemas aquáticos portugueses historicamente dominantes são os fluviais. Contudo,
devido à irregularidade da precipitação, criaram-se artificialmente massas de água lênticas
(albufeiras) para acumulação e uso da água, existindo atualmente mais de uma centena de
grandes albufeiras e milhares de pequenos represamentos (açudes e pequenas represas),
construídos ao longo dos últimos dois séculos.
1.2 Diretiva Quadro da Água
A Diretiva Quadro da Água (DQA) (Diretiva 2000/60/CE do Parlamento Europeu e do
Conselho, aprovada em setembro de 2000) é o principal instrumento da Política da União
Europeia relativa à água. Esta estabelece um quadro de ação comunitária para a melhoria e
proteção da qualidade das águas de superfície interiores, das águas de transição, das
águas costeiras e das águas subterrâneas, garantindo que todos os ecossistemas que
dependam da água tenham um funcionamento adequado e que todos os usos da água só
possam ser aceites se não colocarem em causa o bom funcionamento dos ecossistemas. A
Diretiva 2000/60/CE (Diretiva Quadro da Água) foi transposta para a ordem jurídica nacional
pela Lei n.º 58/2005 de 29 de dezembro (Lei da Água - LA) e pelo Decreto-Lei nº 77/2006,
de 30 de março. Ao nível nacional, os desenvolvimentos mais importantes para o
planeamento e gestão dos recursos hídricos compreendem o Plano Nacional da Água (PNA)
e os Planos de Bacia Hidrográfica (PBH).
O Plano Nacional da Água é elaborado de acordo com o Decreto-Lei nº 45/1994 de 22
de fevereiro e é um documento que define orientações de âmbito nacional para a gestão
integrada dos recursos hídricos, fundamentadas em diagnóstico atualizado da situação e na
definição de objetivos a alcançar através de medidas e ações (INAG, 2001). Este plano tem
como objetivos a definição de estratégias nacionais para a valorização e proteção dos
recursos hídricos, no quadro de ordenamento jurídico nacional e comunitário, bem como a
articulação de estratégias de planeamento das bacias hidrográficas. Articulados com o PNA
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Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever
surgem os Planos de Bacia Hidrográfica, que têm por objeto espacial as bacias
hidrográficas, distinguindo-se os PBH das bacias luso-espanholas (Minho, Lima, Douro, Tejo
e Guadiana) e os PBH das bacias hidrográficas totalmente integradas no território nacional
(Cávado, Ave, Mondego, Lis, Mira, Leça, Vouga, Sado e ainda as pequenas bacias
hidrográficas das regiões do Oeste e Algarve). Com a entrada em vigor da DQA em 2000,
foi necessário efetuar uma revisão da legislação nacional, tendo sido publicado a Lei da
Água (Lei nº 58/2005) que assegura a sua transposição. Esta lei estabelece as bases e o
quadro institucional para a gestão sustentável das águas em Portugal. Estas políticas
envolvem a gestão integrada dos recursos hídricos no quadro das bacias hidrográficas
definidas
pelos
respetivos
limites
topográficos
independentemente
dos
limites
administrativos, englobando, assim, todos os meios hídricos de uma bacia hidrográfica: rios
e canais, lagos e albufeiras, aquíferos, estuários e águas costeiras (Diretiva 2000/60/CE).
As águas superficiais, em particular os rios, constituem uma das principais fontes de
abastecimento de água e direta ou indiretamente constituem o suporte da vida das mais
variadas espécies de flora e fauna, pelo que a preservação da qualidade é fundamental para
satisfazer a procura e as necessidades das várias atividades e organismos que dela
dependem (Vieira, 2007). O estado das águas de superfície é a expressão global do estado
em que se encontra um determinado meio hídrico de superfície, definido em função do pior
dos estados, ecológico ou químico, desse meio. Assim, o bom estado das águas de
superfície é o estado em que se encontra uma massa de água quando os seus estados
ecológicos e químico são considerados como pelo menos, “bons” (INAG, 2009).
O estado ecológico de uma massa de água de superfície de um dado tipo é definido
principalmente pelo desvio entre as caraterísticas das comunidades de organismos
aquáticos (flora aquática, invertebrados bentónicos e peixes) que estão presentes em
condições naturais (condições de referência) e as caraterísticas dessas mesmas
comunidades quando sujeitas a uma pressão (descarga de um efluente urbano, extração de
areias, etc.). O estado ecológico é ainda caraterizado por parâmetros físico-químicos
(temperatura, oxigénio dissolvido e nutrientes, entre outros), e por caraterísticas
hidromorfológicas (vegetação ribeirinha, caudal, profundidade do rio, etc.) (Henriques et al.,
2000).
O estado químico depende da presença em quantidades significativas de substâncias
denominadas substâncias prioritárias, tais como metais pesados, hidrocarbonetos
persistentes e alguns pesticidas. Os limites máximos admissíveis para estas substâncias,
consideradas como apresentando um risco significativo para o ambiente aquático, e as
normas de qualidade ambiental são estabelecidos a nível comunitário (DL nº103/2010).
Deste grupo de substâncias destacam-se as designadas por substâncias perigosas
20
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Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever
prioritárias, cuja concentração no meio hídrico se pretende eliminar totalmente (DL
nº103/2010).
A DQA define Massa de Água Fortemente Modificada como sendo um ecossistema
aquático onde se evidenciam alterações físicas significativas, como consequência de
atividades antropogénicas que provocaram alterações biológicas, hidromorfológicas e físicoquímicas importantes em rios, lagos, águas subterrâneas, de transição ou costeiras. Para as
massas de água designadas como fortemente modificadas o conceito de Bom Estado
Ecológico é substituído na DQA pelo conceito de Bom Potencial Ecológico. As condições
gerais para um Bom Potencial Ecológico passam por os elementos de qualidade física e
química, as concentrações de nutrientes, a temperatura e o pH se encontrarem dentro dos
valores estabelecidos como admissíveis, de forma a garantir o funcionamento do
ecossistema (INAG, 2009). Deste modo, os principais objetivos ambientais estabelecidos na
DQA/LA (tabela 3) são atingir até 2015 o bom estado de todas as águas de superfície (rios,
lagos, águas costeiras e de transição) e subterrâneas e também alcançar o Bom Potencial
Ecológico e o Bom Estado Químico das massas de água artificiais ou fortemente
modificadas, através da execução de programas de medidas especificados em Planos de
Gestão de Região Hidrográfica (PGRH) (Artigo 4º, DQA).
Tabela 3 - Objetivos ambientais da Diretiva Quadro da Água (adaptado de INAG, 2009).
Objetivos ambientais da Diretiva Quadro da Água
Evitar a deterioração do estado das massas de água
Águas
Superficiais
Proteger, melhorar e recuperar todas as massas de água com o objetivo de alcançar o bom
estado das águas – bom estado químico e o bom estado ecológico
Proteger e melhorar todas as massas de água fortemente modificadas e artificiais com o
objetivo de alcançar o bom potencial ecológico e o bom estado químico
Reduzir gradualmente a poluição provocada por substâncias prioritárias e eliminar as
emissões, as descargas e as perdas de substâncias perigosas prioritárias
Evitar ou limitar as descargas de poluentes nas massas de água e evitar a deterioração do
estado de todas as massas de água
Águas
Subterrâneas
Manter e alcançar o bom estado das águas – bom estado químico e quantitativo garantindo o
equilíbrio entre captações e recargas
Inverter qualquer tendência significativa persistente para aumentar a concentração de
poluentes.
Zonas
Protegidas
Cumprir as normas e os objetivos previstos na Diretiva-Quadro da Água até 2015, excepto nos
casos em que a legislação que criou as zonas protegidas preveja outras condições
21
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Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever
1.3 Avaliação da qualidade da água em albufeiras
De acordo com a DQA e uma vez que uma albufeira é um ecossistema onde se
evidenciam alterações provocadas por ações antropogénicas, estas enquadram-se nas
"massas de água fortemente modificadas".
Um dos objetivos da DQA é introduzir uma perspectiva ecológica na avaliação da
qualidade da água como complemento aos parâmetros físico-químicos tradicionalmente
utilizados na caraterização e qualificação do estado das águas. Desta forma, a presente
diretiva define um conjunto de elementos biológicos, hidromorfológicos e físico-químicos de
suporte aos elementos biológicos como forma de avaliar o estado ecológico das massas de
água de superfície. De seguida serão descritos os parâmetros de qualidade do estado
ecológico das massas de água de acordo com o anexo V da DQA (INAG, 2009), bem como
os índices analíticos que caraterizam cada um dos diferentes parâmetros de qualidade, que
até agora foram desenvolvidos e se encontram normalizados de acordo com a DQA. Estes
foram adoptados e divulgados pelo INAG em setembro de 2009 num documento intitulado
de “Critérios de classificação do estado das massas de água superficiais – rios e albufeiras”.
Avaliação biológica
Os métodos biológicos têm como função fornecer uma visão geral do que se passa no
ecossistema, sendo essenciais para a avaliação citotóxica e genotóxica dos organismos
expostos. No entanto, esta avaliação deve ser acompanhada de avaliações físico-químicas,
de modo a ser obtida uma avaliação qualitativa e quantitativa dos compostos presentes no
ecossistema.
De acordo com a DQA, os elementos biológicos a considerar na avaliação do estado
ecológico para as diferentes categorias de massas de água são o fitobentos (e.g.
diatomáceas), as macrófitas (e.g. junco e elódea), os invertebrados bentónicos (e.g.
moluscos, insetos, nematodes e oligoquetas) e a fauna piscícola (e.g. trutas).
É de salientar que cada elemento biológico apresenta caraterísticas singulares, cada
um com vantagens e desvantagens associadas, não só relativamente ao processo de
amostragem e respetivo procedimento laboratorial a realizar, mas também, para alguns dos
parâmetros, a sua tolerância à poluição é ainda um pouco desconhecida (INAG, 2009). Por
outro lado, a resposta temporal e espacial de cada um dos elementos biológicos às
pressões antropogénicas é bastante variável em consequência da duração do ciclo de vida
e mobilidade de cada elemento.
A resposta aos diferentes tipos de pressão evidenciada pelos diferentes elementos
biológicos, em rios e lagos, está representa na tabela 4.
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Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever
Tabela 4 - Sensibilidade dos elementos de qualidade biológica a diferentes pressões antropogénicas em rios e lagos (adaptado
de INAG, 2009).
PRESSÃO
Fitoplâncton
Fitobentos
Macrófitas
Lagos
Rios
Lagos
Rios
Lagos
Nutrientes
X
×
X
×
x
Poluição orgânica
X
X
x
Poluentes específicos,
substâncias prioritárias e
prioritárias perigosas
Hidrológica
X
×
Morfológica
Acidificação
Degradação geral
×
X
X
Invertebrados
Fauna
bentónicos
Piscícola
Rios
Lagos
Rios
x
×
x
×
x
Lagos
X
×
X
×
x
×
x
×
X
×
x
×
x
×
X
×
x
×
X
×
x
O fitoplâncton é constituído por organismos unicelulares fotoautotróficos que vivem
livremente na coluna de água sendo sensíveis às variações das condições de escoamento,
bem como às alterações físico-químicas do meio. A excessiva presença destes organismos
afeta gravemente a produtividade global do sistema, pois altera os padrões normais de
oxigénio dissolvido e turvação da água, podendo também afetar a qualidade da água
aquando do desenvolvimento de blooms de fitoplâncton tóxico. De acordo com a DQA, este
elemento biológico apenas será um parâmetro de qualidade para albufeiras, uma vez que
em rios de menor dimensão a ocorrência deste elemento não é de todo comum.
As macrófitas são plantas vasculares dependentes de um substrato para se fixarem,
pelo que são particularmente sensíveis às alterações hidromorfológicas do regime fluvial,
sendo por isso um bom indicador do grau de alteração dos ecossistemas, nomeadamente
da presença de nutrientes na água como o azoto e o fósforo ou poluentes como metais ou
biocidas.
Os fitobentos, onde se incluem as algas unicelulares como as diatomáceas, são, a par
do fitoplâncton, os principais produtores primários nos ecossistemas fluviais e lacustres.
Devido à sua simplicidade fisiológica tornam-se indicadores importantes na avaliação da
qualidade da água, pois são bastante sensíveis às alterações antropogénicas, são
facilmente encontradas ao longo do curso de água e colonizam uma grande variedade de
habitats sendo fácil a sua monitorização e consequente relação entre a sua abundância no
23
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Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever
meio e a qualidade da água, pois respondem rapidamente ao aumento de nutrientes,
diminuindo significativamente a biodiversidade aquática.
Os invertebrados bentónicos são organismos que habitam no substrato de rios e
lagos, sendo uma importante fonte de alimentação para peixes. Entre eles, destacam-se
vários grupos de animais, como anelídeos, crustáceos e moluscos. Devido à sua mobilidade
reduzida, ciclos de vida longos e uma permanência relativamente elevada nos
ecossistemas, os macroinvertebrados são organismos extremamente sensíveis aos fatores
abióticos do meio pois o tipo de substrato, a temperatura da água, o tipo de vegetação e
disponibilidade de alimento condicionam drasticamente a sua abundância e diversidade
sendo por isso considerados bons índices de qualidade ecológica da água (Gustard et al.
1997).
Enquanto elemento de qualidade biológica, a fauna piscícola é um grupo importante
para a avaliação ecológica de rios e lagos uma vez que pertence a níveis tróficos
superiores, sendo, por isso, um bom indicador de possíveis perturbações que possam ter
ocorrido em níveis tróficos inferiores da cadeia alimentar (Barbour et al. 1999). Para além
disso, algumas espécies com elevado tempo de vida, podem ser indicadores importantes
das sucessivas alterações verificadas no meio, em períodos de tempo consideráveis,
permitindo assim, obter uma visão global, sistémica e integrada da evolução da qualidade
dos ecossistemas nos diferentes níveis tróficos (Wetzel, 1993). Por outro lado, muitas
espécies piscícolas são bastante sensíveis às alterações hidromorfológicas evidenciadas
nos sistemas fluviais, para além de serem as principais vítimas da descontinuidade
longitudinal provocada pelas infra-estruturas transversais, sendo por isso fundamentais na
análise de monitorização aquando da aferição de estado de qualidade dos cursos de água.
Avaliação hidromorfológica
Segundo a DQA, os elementos hidromorfológicos são um dos principais elementos de
classificação do estado ecológico das massas de água. Este facto deve-se a que muitas
vezes estes asseguram um suporte abiótico imprescindível para o estabelecimento de
variadas espécies. Para além disso, a sua heterogeneidade promove a diversidade de
habitats susceptíveis de serem colonizados pelos diversos organismos.
A análise e monitorização dos seguintes parâmetros é de elevada importância para a
fauna e flora dos ecossistemas fluviais:
O regime hidrológico define-se como a variação das distribuições sazonais do caudal
dos cursos de água, em que se descreve a frequência natural da ocorrência de cheias e
estiagens numa determinada bacia hidrográfica e que reflete os padrões climáticos da
região.
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Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever
As condições morfológicas e hidromorfológicas apresentam-se como sendo todos
os parâmetros abióticos dos ecossistemas fluviais entre os quais, segundo a DQA, a
variação da profundidade e largura do rio, estrutura e substrato do leito bem como
composição e estrutura da zona ripícola.
A alteração profunda destas caraterísticas, fruto da regularização e canalização dos
leitos fluviais, isolando o rio das suas margens provoca uma perda significativa de habitats
com consequências na estabilidade e diversidade das comunidades biológicas, provocando
um empobrecimento gradual da estrutura e funcionalidade destes ecossistemas.
Avaliação química e físico-química
Segundo a DQA, os elementos químicos e físico-químicos são essenciais não só para o
equilíbrio do ecossistema bem como para a manutenção da qualidade da água. Estes
parâmetros garantem a qualidade da água para o consumo humano, industrial e irrigação,
mas também apresentam um papel fundamental no suporte à vida, fazendo parte integral
dos processos metabólicos envolvidos no desenvolvimento das atividades biológicas. A
água, como ecossistema fundamental e de base para quase todas as cadeias e teias
alimentares, é sem dúvida um bem sem preço, pelo que o controlo da sua poluição torna-se
essencial não só por razões de saúde pública mas também por razões ecológicas, uma vez
que é essencial para os seres vivos. Assim sendo, a monitorização e controlo de parâmetros
físicos e químicos da água é de extrema importância, para que se obtenha um bom estado
químico nas massas de água.
Considerando as definições normativas da DQA para a avaliação do Estado Ecológico
em Lagos e Potencial Ecológico de albufeiras, deverão ser monitorizados os parâmetros
físico e químicos indicados na tabela 5.
25
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Tabela 5 - Parâmetros Físico-Químicos gerais a monitorizar em massas de água fortemente modificadas – albufeiras
(adaptado de INAG, 2009).
Elementos físico-químicos gerais
Parâmetros
Unidades
Profundidade de Secchi
m
Sólidos Suspensos Totais
mg/L
Cor
escala Pt-Co
Turbidez
NTU
Condições de transparência
Condições térmicas
o
Perfil de Temperatura
C
Perfil de Oxigénio Dissolvido
mg O2/L
Perfil de Taxa de Saturação em Oxigénio
% saturação de O2
Carência Bioquímica de Oxigénio (CBO5)
mg O2/L
Carência Química em Oxigénio (CQO)
mg O2/L
Condições de oxigenação
Salinidade
Estado de Acidificção
o
Condutividade eléctrica a 20 C (média)
μS/cm
pH
Escala de Sorensen
Alcalinidade
mg HCO3/L
Dureza
mg CaCO3/L
Nitratos
mg NO3/L
Nitritos
mg NO2/L
Azoto Amoniacal
mg NO4/L
Azoto total
mg N/L
Ortofosfato
mg PO4/L
Fósforo Total
mg P/L
Condições Relativas a Nutrientes
De acordo com a DQA, os valores de referência de alguns destes elementos já se
encontram calibrados para albufeiras, na tabela 6 apresentam-se os limites máximos
estabelecidos para a caraterização do bom potencial ecológico para albufeiras.
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Tabela 6 – Limites máximos para os parâmetros físico-químicos gerais para o estabelecimento do
Bom Potencial Ecológico em massas de água fortemente modificadas – albufeiras (adaptado de
INAG, 2009)
Limite para o Bom Potencial
Parâmetros
Oxigénio Dissolvido (1)
Taxa de saturação em Oxigénio (1)
Tipo Norte
Tipo Sul
≥ 5 mg O2/L
≥ 5 mg O2/L
Entre 60% e 120%
Entre 60% e 140%
( )
( )
pH (1)
Entre 6 e 9 *
Entre 6 e 9 *
Nitratos (2)
≤ 25 mg NO3/L
≤ 25 mg NO3/L
Fósforo total (2)
≤ 0,05 mg P/L
≤ 0,07 mg P/L
(1)
- 80% das amostras se a frequência for mensal ou superior
(2)
- Média anual
(*) - Os limites indicados poderão ser ultrapassados caso ocorram naturalmente.
As condições térmicas de um sistema lêntico como é o caso das albufeiras,
desempenham um papel fundamental nos processos biológicos uma vez que afeta a
solubilidade de gases. Nomeadamente o oxigénio, que possui extrema importância em
processos de decomposição de matéria orgânica por parte de organismos com metabolismo
aeróbio. Por outro lado, a temperatura altera também a densidade dos líquidos, pelo que
fenómenos de estratificação térmica poderão ocorrer originando normalmente três tipos de
estratos térmicos, cada um com especificidades físicas, químicas e biológicas distintas.
Epilimnion: camada superficial da coluna de água, rica em oxigénio dissolvido e em
fitoplâncton, bem iluminada, e na qual a temperatura decresce lentamente com a
profundidade;
Metalímnion: camada intermédia da coluna de água onde se verifica a termoclina, ou
seja, onde ocorre a brusca variação da temperatura da água em função da profundidade;
Hipolímnion: camada mais profunda de um sistema lêntico, onde os valores de
temperatura são mais baixos, onde não ocorre atividade fotossintética por ausência de luz e
onde a atividade biológica é fortemente condicionada pela falta de oxigénio.
Tal como a temperatura, o nível de oxigénio dissolvido (OD) é um parâmetro de
suporte vital para o desenvolvimento de vida no meio aquático. A transferência deste gás
para a água ocorre ou por suporte físico, por transferência entre a atmosfera e a superfície
da água, onde a velocidade e a turbulência do escoamento melhoram as condições de
oxigenação, ou por suporte biológico, como consequência da atividade fotossintética
realizada pelo fitoplâncton, bactérias, algas ou mesmo plantas aquáticas. A sua solubilidade
na água é dependente da temperatura, decrescendo com o aumento da temperatura. O teor
de oxigénio é um parâmetro importante na qualidade da água pois condiciona o processo
onde a matéria orgânica é degradada biologicamente. Assim, ecossistemas com défice de
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Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever
oxigénio poderão originar desequilíbrios biológicos, uma vez que quer invertebrados, quer
peixes necessitam de condições de oxigenação mínimas para a ocorrência das suas
necessidades metabólicas.
Por influenciar diversos equilíbrios químicos que ocorrem naturalmente, o pH é um
parâmetro importante na avaliação da qualidade da água de um rio. A sua influência sobre
os ecossistemas aquáticos dá-se diretamente devido aos seus efeitos na fisiologia das
espécies. E indiretamente, uma vez que algumas condições de pH contribuem para a
precipitação de elementos metálicos ou afetam a solubilidade de certos elementos como o
fósforo. Assim sendo, o estado de acidificação/neutralidade/alcalinidade de uma albufeira
condiciona as interações químicas e biológicas da massa de água.
As condições relativas a nutrientes devem ser avaliadas essencialmente pela
quantificação do fósforo, azoto amoniacal, nitratos e nitritos.
O fósforo, macronutriente presente nos ecossistemas fluviais, é normalmente
proveniente de descargas agrícolas urbanas ou industriais, ou da drenagem natural fruto
dos processos de lixiviação dos solos ou rochas. Num ecossistema é possível encontrar o
fósforo sob diversas formas: os fosfatos orgânicos são moléculas orgânicas que contêm
fósforo; os ortofosfatos são sais inorgânicos e os polifosfatos são polímeros de
ortofosfatos, sendo que estes não são essenciais no estudo da qualidade das águas uma
vez que são hidrolisados naturalmente e convertem-se rapidamente em ortofosfatos
(CETESB, 2013).
As fontes de azoto nos ecossistemas fluviais são diversas, e normalmente de origem
antropogénica (descargas agrícolas, urbanas ou industriais). No entanto, ao contrário do
fósforo, o azoto está presente na atmosfera em grande quantidade, sendo por isso uma
fonte importante deste elemento, nomeadamente de suporte aos mecanismos de fixação
desempenhados por bactérias e algas, que o incorporam sob a forma orgânica (Infopédia,
2013). A fixação química, reação que depende da disponibilidade de luz, contribui para a
presença de amónia, nitratos e nitritos nas águas. Às diferentes etapas de transformação de
azoto gasoso, em azoto orgânico e consequente decomposição e nova libertação sob a
forma gasosa denomina-se por ciclo do azoto, sendo que é um dos processos naturais mais
influenciados pelas atividades antropogénicas. A sua importância nos ecossistemas
aquáticos prende-se com o facto dos processos de nitrificação e desnitrificação serem
realizados por comunidades de bactérias que o tornam disponível para as plantas e algas
sob a forma de nitratos e amónia, fornecendo a base nutritiva para o seu desenvolvimento.
Assim, uma carga excessiva de azoto poderá originar um desenvolvimento descontrolado de
plantas e algas aquáticas, afetando significativamente a qualidade da água. Este aumento
repentino e disponibilidade destes elementos na água e o consequente desenvolvimento de
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Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever
algas e plantas levam a um empobrecimento gradual do ecossistema e da sua
biodiversidade.
Assim o azoto, tal como o fósforo são elementos essenciais para a manutenção dos
processos biológicos. No entanto, o seu excesso nos ecossistemas aquáticos pode afetar a
qualidade da água, uma vez que uma excessiva carga destes elementos condiciona
negativamente o estado trófico da massa de água, tornando-a eutrofizada (ver secção
"Caraterização das albufeiras").
1.4 Metodologias alternativas e/ou complementares à DQA
O interesse pelos lagos e rios, enquanto sistema biológico, e a crescente preocupação
em relação à interferência antropogénica sobre estes sistemas, levaram ao aparecimento de
uma nova área científica, a Limnologia. A Limnologia define-se, atualmente, como o estudo
das relações funcionais e da produtividade das comunidades de água doce, reguladas pela
dinâmica dos fatores do seu ambiente físico, químico e biológico (Wetzel, 1983).
Na Península Ibérica, a Limnologia e a Ecologia Aquática apresentaram grandes
avanços a partir da década de 40 (Casado & Montes, 1992) e, deste modo, estudos
pioneiros de alguns ecólogos (Hrbácek et al., 1961; Brooks & Dodson, 1965; Hurlbert et al.,
1972) demonstraram a importância das interacções ecológicas internas no funcionamento
dos sistemas aquáticos, mostrando o papel determinante das interações bióticas
(competição, reciclagem de nutrientes e, sobretudo, predação) na dinâmica das
comunidades biológicas (Paine, 1980; Brönmark & Hansson, 1998; Carpenter, 1998).
Os ecossistemas aquáticos caraterizam-se por possuírem uma complexa teia alimentar,
na qual a matéria orgânica é transferida ao longo de diferentes níveis tróficos. A
concentração de nutrientes, a taxa de herbivoria e a predação são interdependentes e
modulam a estrutura das comunidades planctónicas e da teia alimentar (Medina-Sánchez et
al., 1999), havendo uma sucessão ecológica mais ou menos cíclica (Dohet e Hoffmann,
1995).
A noção de que os predadores podem ter efeitos determinantes nos níveis tróficos
inferiores levou a que os mecanismos de regulação top-down ganhassem uma importância
acrescida na Ecologia das águas doces (Carpenter et al., 1985). Já os mecanismos de
bottom-up resultam da competição pelos recursos disponíveis (nutrientes ou alimento). A
ocorrência simultânea destes mecanismos reguladores leva ao equilíbrio ecológico da teia
trófica de um lago (Wetzel, 1983; Brönmark & Hansson, 1998). Este equilíbrio é, no entanto,
facilmente quebrado por ações antropogénicas, levando a alterações em toda a teia
alimentar, afetando os mecanismos reguladores de níveis tróficos superiores sobre os
inferiores e vice-versa (DeSanto, 1978). Um exemplo da interação destes mecanismos
29
FCUP
Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever
reguladores é a dinâmica sazonal do plâncton, descrita por um grupo internacional de
peritos (PEG – Plankton Ecology Group), na qual se assume que os eventos que regulam a
sucessão do plâncton não ocorrem ao acaso e obedecem a uma sazonalidade mais ou
menos constante (Castro & Gonçalves, 2007).
O plâncton é dividido em dois grupos funcionais interdependentes, os produtores e
herbívoros (fitoplâncton e zooplâncton, respetivamente) que sustentam os níveis tróficos
superiores (principalmente peixes). A dinâmica sazonal do plâncton deve-se às interações
entre processos bióticos (competição pelos recursos e predação) e condicionantes abióticas
(disponibilidade de nutrientes, temperatura) (Sommer et.al, 1986; Brönmark & Hansson,
1998; Saunders et al., 1999). Segundo este modelo sucessional do plâncton (PEG), as
baixas temperaturas no inverno e o curto período diurno, levam a um crescimento
fitoplanctónico reduzido, permitindo uma acumulação de nutrientes. A escassez de alimento
afeta a fecundidade do zooplâncton, que adota estratégias de diapausa, produzindo
estruturas de dormência (Gilbert, 1974; Dahms, 1995; Hairston, 1996; Fryer, 1996). Quando
o inverno chega ao fim, há um aumento da intensidade luminosa que, combinada com a
disponibilidade de nutrientes, permite o crescimento do fitoplâncton. Começa então a
primavera, fase mais vantajosa para o plâncton, na qual se desenvolvem algas de
crescimento rápido que sofrem herbivoria por parte das espécies zooplanctónicas com
tempos de gerações curtos. Espécies zooplanctónicas de crescimento mais lento e maior
biomassa, como é o caso de Daphnia, aparecem mais tarde (Asaeda & Acharya, 2000).
Estes zooplânctones de maiores dimensões são capazes de uma herbivoria mais eficiente e
podem reduzir a biomassa algal a níveis bastante baixos (Brooks & Dodson, 1965; Gliwicz,
1990; Scheffer, 1999), dando origem a um período de duração variável em que a água é
transparente (Lampert et al. 1986). Daphnia apresenta uma vantagem competitiva (Gliwicz,
1990; Kreutzer & Lampert, 1999) sobre as espécies de cladóceros mais pequenas,
originando a exclusão competitiva destas últimas (Vanni, 1986). No final da primavera, a
supressão do crescimento do fitoplâncton pelos herbívoros leva ao declínio das populações
de Daphnia devido essencialmente à escassez de alimento (Luecke et al.,1990; Hülsmann &
Weiler, 2000) e não tanto por processos de predação (Luecke et al., 1990; Boersma et al.,
1996; Hülsmann & Weiler, 2000). No entanto, com a redução de alimento disponível, a
pressão predatória é o principal processo que mantém a abundância relativa de herbívoros
de grandes dimensões a níveis reduzidos ao longo de todo o verão (Mills & Forney, 1983;
Luecke et al., 1990; Boersma et al., 1996; Saunders et al., 1999).
Este controlo exercido por peixes planctívoros sobre o zooplâncton leva a que a
comunidade zooplanctónica comece a ser dominada por espécies de pequenas dimensões,
menos eficientes no controlo da biomassa algal (Brooks & Dodson, 1965; Declerck et al.,
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Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever
1997; Tessier et al., 2001). Deste modo, o verão é caraterizado pelo crescimento e
diversificação da comunidade fitoplânctónica, bem como um declínio na transparência. O
crescimento ilimitado do fitoplâncton leva, entretanto, ao esgotamento progressivo dos
nutrientes necessários ao seu crescimento (fósforo, sílica, azoto), o que origina uma interna
competição entre as espécies fitoplanctónicas (Wetzel, 1983). Já quando chega o outono,
devido à diminuição da temperatura, há um reabastecimento de nutrientes e novo aumento
da produção fitoplanctónica. Assim, dá-se o restabelecimento de recursos de boa qualidade
e a redução da predação, o que leva ao reaparecimento de picos de comunidades
zooplanctónicas, incluindo zooplânctones de grandes dimensões (Daphnia).
A qualidade da água, a sua constituição e a mistura na coluna de água dos
ecossistemas lênticos, são fatores essenciais para um bom desenvolvimento dos
organismos aquáticos (Weithoff et al., 2000). Assim, as comunidades planctónicas são
elementos indicadores importantes, do estado ecológico de um sistema aquático, uma vez
que refletem a disponibilidade de nutrientes e a produtividade desse ambiente (DeSanto,
1978).
O fitoplâncton é o elo base da teia alimentar, sendo o primeiro grupo a ser afetado pela
disponibilidade de nutrientes no meio. Qualquer desequilíbrio nestas componentes, dá
origem à desregulação da base da teia trófica de lagos e lagoas. O enriquecimento
excessivo de nutrientes leva a um crescimento excessivo de alguns taxa fitoplanctónicos
oportunistas (por vezes tóxicos para os zooplanctontes) que ao não serem consumidos
podem provocar a morte em massa de outros elos na teia alimentar (Barros, 1994; FerrãoFilho et al., 2000). Por outro lado, este processo leva frequentemente a uma redução
significativa de oxigénio na água podendo provocar a morte de organismos de níveis
superiores da teia alimentar (e.g. morte em massa de peixes). As comunidades
zooplanctónicas e fitoplanctónicas são do mesmo modo afetadas através de uma redução
drástica na sua diversidade, pela morte das espécies mais sensíveis e pelo aumento das
espécies oportunistas com capacidade de tirar vantagem da elevada disponibilidade de
nutrientes (Barros, 1994).
Por outro lado, o aumento da produtividade primária e da vegetação ripícola provoca
uma redução da profundidade do lago devido à elevada deposição de matéria orgânica
reduzindo assim o espaço, por vezes essencial, para que ocorram determinados fenómenos
como as migrações “top-down” e “bottom-up” de cladóceros. O zooplâncton dulçaquícola é
muito diversificado, sendo maioritariamente constituído por cladóceros (e.g. Daphnia,
Ceriodaphnia, Bosmina), copépodes e rotíferos. Como já descrito anteriormente, a sucessão
ecológica destes organismos é verificada ao longo do ano sendo as espécies substituídas
consoante as condições ambientais existentes (Castro & Gonçalves, 2007). O zooplâncton é
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Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever
o grupo chave no controlo da produção fitoplanctónica e a sua importância reside no papel
central na transferência de massa e energia ao longo da teia trófica pelágica, bem como no
seu potencial como indicador do estado trófico (Caramujo & Boavida, 2000b) e da qualidade
da água (Colomer, 1996). Nesta perspetiva, cladóceros de grandes dimensões,
nomeadamente Daphnia (filtrador não-seletivo), possuem a capacidade de ingerir uma maior
gama de células algais (em termos de dimensões), em comparação com as espécies
zooplanctónicas mais pequenas (Brooks & Dodson, 1965; Tessier et al., 2001). Por outro
lado, Daphnia carateriza-se por possuir uma alimentação muito variada indo desde a
ingestão de partículas finas de matéria orgânica em suspensão (Lampert, 1987; Ojala et al.,
1995), a bactérias e microalgas (Ojala et al., 1995; Michels & De Meester, 1998). Apesar
desta caraterística, o maior impacto que Daphnia tem sobre o fitoplâncton resulta da sua
eficiência enquanto filtrador, uma vez que é capaz de reduzir a biomassa algal a níveis
extremamente reduzidos (Gliwicz, 1990; Kreutzer & Lampert, 1999).
Diferentes tipos de microalgas (Montel e Lair, 1997), bactérias (Sanders & Porter, 1990;
Wylie & Currie, 1991) e rotíferos são os principais elementos da dieta alimentar de Daphnia
(Ryther, 1954; Montel &Lair, 1997; Repka, 1998). No entanto, as microalgas são o alimento
primordial para Daphnia e a sua utilização como alimento para manutenções de cultura de
Daphnia em laboratório, é amplamente utilizado pois estas possuem um crescimento rápido
e apresentam fáceis condições de cultivo.
A dieta alimentar dos organismos do género Daphnia, à semelhança de outros
cladóceros, tem sido objeto de alguns estudos (e.g. Antunes et al. 2003) e os ensaios mais
utilizados baseiam-se na inibição na alimentação após exposição a situações de stress.
Vários autores já determinaram que a concentração de contaminantes afeta a inibição da
alimentação (McWilliam & Baird, 2002).
Uma carterística interessante na determinação da inibição de alimentação é que esta
pode ser obtida rapidamente (<24h), sem pré-exposição e que normalmente é
significativamente afetada quando os organismos são expostos a produtos de ação
antropogénica. A inibição da alimentação após exposição a contaminantes oferece um
diagnóstico bastante sensível e ecologicamente relevante para uso em sistemas de
avaliação da qualidade da água (McWilliam & Baird, 2002)
Isso faz com que a determinação da inibição alimentar seja um parâmetro ideal para a
monitorização (Allen et al., 1995) e por isso estes parâmetros devem ser quantificados de
modo a avaliar o funcionamento dos serviços do ecossistema.
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1.5 Objetivos
De acordo com a revisão bibliográfica aqui efetuada e na perspetiva de aumentar o
conhecimento sobre os ecossistemas aquáticos, nomeadamente das albufeiras, o presente
trabalho teve como principal objetivo:

Avaliar a qualidade da água da albufeira Crestuma-Lever, ao longo de um ano.
Para responder a este objetivo geral definiram-se um conjunto de objetivos específicos,
de modo a integrar da melhor forma a informação obtida. Assim, os objetivos específicos
foram:

Caraterizar a água da albufeira de Crestuma-Lever em termos de parâmetros
físicos e químicos, de acordo com a legislação vigente (Diretiva 2000/60/CE);

Caraterizar a água da albufeira de Crestuma-Lever, ao longo de um ano, através
da realização de um teste ecotoxicológico, nomeadamente na avaliação da
percentagem de inibição alimentar do microcrustáceo Daphnia magna, após
exposição a água da albufeira de Crestuma-Lever;

Verificar a possível existência de alguma correlação entre os resultados obtidos,
na avaliação da qualidade da água da albufeira de Crestuma-Lever, através das
duas abordagens (DQA vs. teste de inibição alimentar de D. magna).
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Material e Métodos
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2. Material e Métodos
2.1 Caraterização do local de estudo
A bacia hidrográfica do Douro é a maior da Península Ibérica, drenando cerca de 17 %
do território combinado de Portugal e Espanha. A bacia hidrográfica do Douro abrange
quase toda a extensão da Meseta Ibérica, possuindo uma área total de 97603 Km2, 81 % da
qual (78960 Km2) se situa no território espanhol e os restantes 19 % (18643 Km2) em
Portugal.
No território português o rio
Douro
está
seccionado a cada 30km,
aproximadamente, por barragens, originando cerca de 10 albufeiras artificiais.
A albufeira de Crestuma (Figura 2) formou-se em 1985 após o encerramento da
barragem, tendo sido considerada desde então como uma massa de água mesotrófica
(POACL, 2004).
Figura 2 - Vista geral da barragem de Crestuma-Lever (fotografia de Nelson Silva, 2013).
A albufeira de Crestuma-Lever situa-se no troço final do rio Douro refletindo deste modo
na qualidade da sua água, as influências sofridas ao longo de toda a sua bacia hidrográfica.
O caudal de água doce afluente ao reservatório de Crestuma-Lever é controlado pelas
necessidades hidroelétricas dos dois lados da fronteira e também pela necessidade de
irrigação no território espanhol, introduzindo assim variações anuais, sazonais, diárias e
também horárias, ao regime natural de caudais (Magalhães et al., 2005).
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A água é captada na albufeira de Crestuma-Lever e encaminhada para um reservatório
de água bruta. Posteriormente, a água captada é tratada na Estação de Tratamento de
Água de Lever (ETA Lever) com vista à sua utilização para o consumo humano. A ETA
(Figura 3), responsável pelo tratamento de água de cerca de milhão e meio de habitantes,
abrangida por todo o sistema da ADP (Águas do Douro e Paiva), foi construída entre
setembro de 1997 e março de 2000, utilizando no momento as mais modernas tecnologias
no processo de tratamento de água. A água superficial é captada, acumulada num
reservatório de água bruta e outro de água tratada, uma unidade de pré-tratamento, uma
unidade de tratamento de lamas, uma estação elevatória e um laboratório de processo
(consultado em http://www.addp.pt/, em 15/11/2012)
Figura 3 – Vista geral da ETA de Lever (adaptado de http://www.addp.pt/)
Na margem oposta à ETA, e junto à barragem de Crestuma-Lever localiza-se a Marina
Angra do Douro (Figura 4 e 5). Contrariando os restantes portos de abrigo e/ou marinas, a
Marina Angra do Douro, além da navegação durante todo o ano, está imune às intempéries
marítimas, dado que esta se situa a montante da barragem de Crestuma-Lever, que controla
o fluxo das correntes (consultado em http://www.marinaangradodouro.pt/ em 15/11/2012).
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Figura 4 - Vista geral da Marina Angra do Douro (adaptado de http://www.marinaangradodouro.pt/)
Figura 5 - Localização geográfica da Barragem de Crestuma-Lever e sua posição relativa à Marina
Angra do Douro e ETA de Lever (adaptado de Google maps).
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2.2 Amostragem
O trabalho de campo para a realização do presente estudo, decorreu durante o período
de outubro de 2012 a junho de 2013, com a periodicidade mensal. Dentro da bacia
hidrográfica da albufeira de Crestuma-Lever forma escolhidos dois pontos de amostragem:
um em frente à ETA de Lever (Lat 41º04′38.2”, Long 8º28′20”), no lado direito do Rio Douro,
denominado daqui em diante por Crestuma) e outro dentro da Marina Angra do Douro (Lat
41º04′44”, Long 8º27′57.5”), denominado por Marina). Mensalmente, em cada ponto de
amostragem foram recolhidas amostras de água. A amostragem foi efetuada passando as
garrafas de água 3 vezes pela água do local e depois enchendo até verter, deste modo
evitando as trocas de oxigénio e preservando as condições físicas e químicas da água. Em
cada saída de campo foram recolhidos 6 litros de água distribuídos por 4 garrafas de
plástico de 1,5 L por local de amostragem. Estas foram transportadas numa mala térmica
para o laboratório para posterior quantificação de nutrientes, avaliação de alguns
parâmetros físicos e químicos e para a realização de ensaios de inibição alimentar com
Daphnia magna.
Adicionalmente, foram medidos in situ alguns parâmetros que auxiliam na caraterização
da água. A transparência foi medida através da profundidade de visão com o disco de
Secchi. O pH, a temperatura da água, o oxigénio dissolvido, a condutividade e o conteúdo
em sólidos suspensos dissolvidos foram determinados com o auxílio de uma sonda
eletroquímica (HI 9828 multiparameter meter with GPS).
2.3 Procedimentos laboratoriais
Após chegada ao laboratório as amostras foram imediatamente processadas de acordo
com os parâmetros definidos anteriormente., ou seja os propostos pela DQA para massas
de água fortemente modificadas.
Carência Bioquímica de Oxigénio (CBO5) – A determinação deste parâmetro avalia a
quantidade de oxigénio necessária para oxidar a matéria orgânica biodegradável
presente na água. O procedimento laboratorial consiste na medição do oxigénio (mg/L)
na amostra no dia da colheita, e após incubação durante 5 dias, a 20oC., e
posteriormente medido o valor com uma sonda eletroquímica.
Nitratos, Nitritos, Fosfatos e Fósforo total – Na quantificação destes compostos foi utilizado
um espetrofotómetro de bancada, modelo C200 da Hanna Instruments. As
quantificações efetuadas por este kit baseiam-se nos seguintes métodos:
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Tabela 7 –Métodos utilizados para a quantificação de nitritos, nitratos, fosforo.
Nitritos
Método da diazotização
Nitratos
Método da redução do cádmio
Fosfatos
Método do ácido ascórbico
Azoto – Para medir a quantidade de azoto foi utilizado um espetrofotómetro de bancada,
modelo C220 da Hanna Instruments.
Turbidez e Sólidos Suspensos totais – A turbidez de uma amostra de água é o grau de
atenuação de intensidade que um feixe de luz sofre ao atravessá-la e é provocada
pela presença de sólidos suspensos. Esta foi medida através de um espetrofotómetro.
Os sólidos suspensos foram medidos com o auxílio de uma sonda eletroquímica (HI
9828 multiparameter meter with GPS)
Clorofila a – A clorofila a é um dos pigmentos responsável pelo processo fotossintético e é
considerada a principal variável indicadora de estado trófico dos ambientes aquáticos.
A clorofila a foi medida através de um espetrofotómetro.
2.4 Ensaios de inibição alimentar
Organismo teste
Daphnia magna (Straus, 1820), é um microcrustáceo de água doce (Figura 6),
representante importante da comunidade bentónicas e zooplanctónica dos ecossistemas de
água doce (Ruppert et al., 2004). Apresenta, como todos os crustáceos, uma carapaça que
no seu caso sofre muda de dois em dois dias. Esses organismos possuem coxas providas
de epípodos achatados que servem como brânquias, são lateralmente comprimidos, com a
cabeça livre e o tronco fechado dentro de uma carapaça bivalve que termina posteriormente
em um espinho apical. A extremidade da ponta do tronco, o pós-abdómen, vira-se
ventralmente e para frente, apresentando garras e espinhos especiais para a limpeza da
carapaça (Brentano, 2006). É vulgarmente designada por pulga-de-água, devido aos
movimentos específicos das segundas antenas que lhe dão a aparência de se deslocar em
pequenos saltos, sendo que o movimento é predominantemente vertical. As pequenas
cerdas plumosas que possuem nas antenas agem como estabilizadoras. O olho serve para
orientar o animal na natação. Alimenta-se através da captura de partículas em suspensão
na coluna de água (seston) e a excreção é realizada por glândulas. Habitante comum das
águas doces interiores do globo, este organismo alimenta-se de algas e encontra-se na
base da cadeia trófica e é essencial ao bom desenvolvimento de um ecossistema aquático
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de toda a cadeia alimentar, uma vez que qualquer perturbação no organismo vai afetar as
cadeias tróficas superiores (Ruppert & Barnes, 1996).
Daphnia magna é um organismo padrão em ensaios ecotoxicológicos, por apresentar
inúmeras vantagens, entre elas a facilidade de manipulação e manuseamento em
laboratório e um curto ciclo de vida (Rand, 1995). É um organismo filtrador ativo, revelandose assim ser uma espécie padrão em estudos e bioensaios toxicológicos, nomeadamente
em testes requeridos pela legislação nacional e europeia para a avaliação ecotoxicológica
de novos agentes químicos, de efluentes urbanos e industriais e de ecossistemas de água
doce (Walker et al., 2001).
Reino
Filo
Sub-filo
Classe
Ordem
Família
Género
Espécie
Animalia
Arthropoda
Crustacea
Branchiopoda
Cladocera
Daphniidae
Daphnia
Daphnia magna (Strauss, 1820)
Figura 6 - Classificação taxonómica. Daphnia magna (Straus, 1820)
Alguns estudos revelam que as condições ambientais são das principais causas para a
alternância de reprodução assexuada e sexuada em cladóceros (Berner et al., 1991; Spaak,
1995). Consoante as condições ambientais em que se encontra, Daphnia pode reproduzirse assexuadamente (reprodução partenogenética) ou sexuadamente (reprodução bissexualprodução de machos).
Durante a maior parte do ano, as populações naturais de Daphnia magna são
constituídas maioritariamente por fêmeas, sendo os macho apenas abundantes na
primavera e outono, ou quando ocorrem condições ambientais desfavoráveis como, por
exemplo, baixas temperaturas, grande densidade populacional e subsequente acumulação
de produtos de excreção. Algumas espécies de copépodes e cladóceros entram em
diapausa (estado de quiescência) em vez de se sujeitarem a essas mesmas condições
(Pijanowska & Stolpe, 1996). Este estado de inatividade parece ser a única estratégia que
estes organismos desenvolveram de modo a sobreviverem a situações indesejadas (Dahms,
1995). Contudo, em laboratório, onde as condições ambientais podem ser mantidas
favoráveis e constantes, a reprodução sexuada normalmente não ocorre, e Daphnia magna
reproduz-se
apenas
partenogeneticamente,
originando
numerosos
descendentes
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geneticamente idênticos às fêmeas progenitoras, o que permite eliminar a variabilidade de
ordem genética dos bioensaios (Pepper et al., 1996). Neste tipo de reprodução, existem
duas fases bem distintas. Uma inicial que dura cerca de 10-12 dias (a uma temperatura de
20±2 ºC) e que consiste no amadurecimento dos indivíduos para a reprodução. A segunda
fase corresponde ao período reprodutor em que as fêmeas dão origem a indivíduos
geneticamente iguais através do processo de partenogénese. Quando mantida em
laboratório, esta espécie tem, normalmente, juvenis de 2 em 2 dias e precisa de 6 a 10 dias
para dar origem à primeira ninhada. Os ovos são libertados quando as fêmeas mudam a sua
carapaça (Pepper et al., 1996)
Para produção de culturas de Daphnia em laboratório, após a obtenção e isolamento
dos clones, estas são mantidas num meio de cultura sintético, designado de “ASTM hard
water” (ASTM), que apresenta condições padronizadas de manutenção do organismo em
laboratório. Devem ainda ser mantidas em condições de cultura apropriadas: temperatura,
luz, alimento e número de animais por cultura (ASTM, 1980). O alimento utilizado na dieta
de Daphnia magna, no presente trabalho foi a alga verde Pseudokirchneriella subcapitata
cultivada em sistema de crescimento contínuo no laboratório. O meio de cultura usado foi
“Woods Hole MBL” (Marine Biological Laboratory) (Stein, 1973). Este meio é totalmente
artificial, sintético e contém os macronutrientes e micronutrientes necessários para sustentar
o crescimento algal. Enquanto não foram realizados testes, os organismos foram mantidos
em culturas de grupo de 6-10 indivíduos, em frascos de 100 ml. Antes do início de um teste,
as culturas de clones foram transferidas para frascos de 800 ml para garantir um número
suficiente de neonatos para a realização do teste. A renovação do meio de cultura foi feita
de 2 em 2 dias através da transferência dos organismos para recipientes contendo ASTM,
alimento (P. subcapitata - 3,0x105 cels/ml/dia) (ASTM, 1980). A adição de alimento foi feita
também de dois em dois dias. As culturas foram armazenadas em câmaras climáticas
(Modelo F10000 EDTU) com temperatura controlada (20±2 ºC) e sujeitas a um fotoperíodo
de 16L:8D (16 horas de luz e 8 horas de escuro). Todos os frascos foram devidamente
etiquetados referindo a população e respetivo clone, sua data de nascimento e datas de
nascimento das ninhadas. Aquando do nascimento da terceira ninhada de um dado clone,
estes juvenis foram isolados num novo recipiente com meio de cultura fresco, dando início a
uma nova cultura (renovação da cultura). As progenitoras foram guardadas durante algum
tempo, até haver garantias de que os novos elementos as substituíram com sucesso.
"Feeding inhibition" - Ensaio de inibição alimentar
Os ensaios de inibição alimentar foram realizados com as amostras de água colhidas
mensalmente nos dois pontos de amostragem. O procedimento laboratorial seguido foi o
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descrito por McWilliam & Baird (2002). Para a realização destes ensaios foram utilizadas
daphnias com 4 a 5 dias originárias das ninhadas N3 a N5 da cultura laboratorial. As
condições ambientais para a realização dos ensaios foram em câmara climática com
temperatura de 20 oC e com ausência de luminosidade. Para cada amostra de água foi
realizado um ensaio de inibição alimentar.
No primeiro ensaio os organismos-teste foram expostos durante 24 horas ao agente de
stress: água de Crestuma e água da Marina. Em cada ensaio (água Crestuma + água
Marina) foram efetuadas 5 réplicas e um branco (sem organismos, de modo a retirar a
variabilidade do possível crescimento das algas durante o período de ensaio). Foi ainda feito
um controlo em que foi utilizado o meio de cultura ASTM "hard water" (ASTM, 1980). Em
cada frasco/réplica foram colocados 120 ml de água de cada ponto de amostragem e foi
adicionado alimento (P. subcapitata, numa concentração final de 5x105 cels/ml). Antes de se
adicionar os organismos-teste foi lida e registada a absorvância a 440 nm de cada frasco
(AbsFI0). De seguida foram colocados 5 organismos-teste em 5 frascos/réplicas de cada
tratamento (Crestuma, Marina, Controlo). O ensaio decorreu no escuro durante 24horas a
20oC de temperatura. Após o período de exposição foi de novo lida e registada a
absorvância a 440 nm em todos os frascos/réplicas (AbsFI24). O cálculo da inibição alimentar
foi calculado de acordo com a equação:
F = ((V * (AbsFI0 - AbsFI24) / t) / n
em que, V corresponde ao volume de ensaio utilizado (120 ml), t é o tempo decorrido no
ensaio em horas (24h), n é o número de indivíduos por frasco (n=5) (Allen et al., 1995). Os
valores de absorvância foram transformados em cel/ml através da equação:
cel/ml= -168857 + Abs x 107
2.5 Análise estatística
Os resultados da taxa de alimentação obtidos ao longo do ano de amostragem foram
analisados através de uma análise de variância de uma via (one-way ANOVA),
separadamente para cada mês de amostragem. Sempre que se registaram diferenças
estatísticas (P <0,05) foi realizado de seguida um teste de Dunnett, de modo a extrair as
diferenças entre cada água natural (Crestuma e Marina) e o controlo (Ctl).
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Resultados
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3. Resultados
As figuras 7, 8 e 9 apresentam a variação dos valores dos parâmetros medidos in situ e
no laboratório ao longo do período de amostragem.
Relativamente aos parâmetros avaliados in situ (Figura 7) é possível observar que os
valores de pH registados foram sempre próximos da neutralidade, com o seu valor mais alto
registado em maio (pH=9.4) para Crestuma e em junho (pH=8.7) para Marina. Os valores de
condutividade apresentaram um padrão semelhante nos dois locais de amostragem com um
decréscimo dos valores entre novembro a junho (Crestuma ≈ 150 S/cm em fevereiro e
abril; e Marina a registar ≈ 100 S/cm em fevereiro e março). A quantificação de oxigénio
dissolvido, em percentagem e em mg/L apresentam os valores mais elevados em maio no
caso da Marina (9,32 mg/L) e em julho no caso de Crestuma (10,7 mg/L). A temperatura
apresentou um modelo normal com valores mais baixos nos meses de inverno sendo
registados os valores mais elevados em julho para a Marina (27,2 ºC) e em agosto para
Crestuma (25,0 ºC). Os sólidos dissolvidos totais (TDS) apresentaram os valores mais
elevados em agosto para ambos os locais (Crestuma 146 mg/L; Marina 143 mg/L),
registando-se uma redução no mês de fevereiro com valores de (60 mg/L e 10 mg/L), para
Crestuma e Marina respetivamente. A transparência medida através do disco de Secchi, na
Marina foram constantes, observando-se sempre o fundo em todos os meses de
amostragem. Em Crestuma houve alguma variação atingindo-se o máximo de 3 m de
profundidade de transparência em abril. Os valores de turbidez mais altos registados
ocorreram entre fevereiro e março (Crestuma 0,273; Marina 1,6).
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Figura 7 – Variação dos parâmetros físicos e químicos medidos in situ nos dois pontos de amostragem ao longo do período do
estudo.
Analisando a figura 8, relativa às quantificações de fatores químicos efetuadas no
laboratório, é possível distinguir algumas variações ao longo do período de amostragem.
Quanto à amónia registou-se um aumento no último mês amostrado na Marina (0,357 mg
N/L), registando-se também um pequeno pico coincidente nos dois locais de amostragem
em março (Crestuma 0,05 mg N/L e Marina 0,36 mg N/L). Relativamente, aos nitratos, estes
foram mais altos em março para Crestuma (1,57 mg NO2/L) e em maio para a Marina (1,00
mg NO2/L). O valor em nitritos apresentou um pico fevereiro para os dois pontos de
45
FCUP
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amostragem (Crestuma 0,2 mg N/L), no entanto superior em Marina (0,7 mg N/L). Na
quantificação de fosfatos, os valores mais altos registaram-se em outubro (Crestuma 0,213
mg PO4/L e Marina 0,15 mg PO4/L), diminuindo nos meses seguintes para valores muito
próximos de 0mg/l até abril, onde se começaram a registar de novo valores com tendência a
subir, para os dois locais. A dureza foi um parâmetro que sofreu poucas oscilações ao longo
dos meses amostrados, tendo o valor mais alto sido registado no mês de julho para
Crestuma (180 mg CaCO3/L). O COD tem um pico em julho para os dois locais de
amostragem (Crestuma 0,383 mg/L; Marina 0,133 mg/L).
46
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Figura 8 – Variação dos nutrientes quantificados nas amostras de água recolhidas nos dois pontos de amostragem ao longo
do período do estudo.
A figura 9 e a tabela 8 referem-se aos resultados obtidos no ensaio de inibição alimentar
realizado com as águas naturais amostradas em cada mês ao longo do período de estudo.
Numa primeira observação dos dados (Figura 9) é percetível uma divisão dos resultados
obtidos na taxa de inibição alimentar de D. magna quando exposta às águas naturais
recolhidas nos primeiros 6 meses de amostragem (correspondentes à amostragem no
período do inverno) e nos últimos 6 meses (relativos ao verão). Ainda nesta observação é
possível registar o mês de abril que se apresenta como um patamar de diferenciação, onde
se registou um incremento significativo da taxa alimentar de Daphnia magna,
nomeadamente em Crestuma (Figura 9 e Tabela 8). Numa interpretação dos resultados
mais minuciosa foi possível registar diferenças significativas da taxa de inibição alimentar de
D. magna nalguns períodos de amostragem (Figura 9 e Tabela 8). No mês de novembro
registou-se um decréscimo significativo da taxa de alimentação de D. magna quando
exposta à água recolhida em Marina (Figura 9 e Tabela 8). Esta redução significativa foi
ainda observada nos meses de janeiro e maio, no mesmo ponto de amostragem. Apenas no
mês setembro se registou um aumento significativo da taxa alimentar de D. magna quando
exposta a água proveniente de Marina. Observando os resultados obtidos com as amostras
de água recolhidas em Crestuma, foi possível registar um aumento significativo da taxa de
alimentação de D. magna nos meses janeiro, fevereiro e abril (Figura 9 e Tabela 8).
Inversamente, nos meses de maio e setembro registou-se um decréscimo significativo desta
quantificação (Figura 9 e Tabela 8).
47
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Taxa de alimentação (cels/org/h)
5e+5
Crestuma
Marina
Controlo
*
4e+5
3e+5
*
Taxa de alimentação (cels/org/h)
5e+5 2e+5
Crestuma
Marina
Controlo
*
*
*
4e+5 1e+5
**
*
*
*
3e+5 0
Out12 Nov12 Dez12 Jan13 Fev13 Mar13 Abr13 Maio13 Jun13
Jul13 Ago13
* Set13
Período de amostragem
Figura 2e+5
9 - Variação da taxa alimentação de D. magna quando exposta às amostras de águas naturais recolhidas nos dois
pontos de amostragem ao longo do período do estudo em relação ao controlo. Os dados apresentados são referentes à média
e as barras correspondem ao desvio padrão calculado.
*
*
1e+5
**
*
*
Tabela 8 – Tabela resumo da
* análise de variâncias de uma-via (ANOVA one-way) aplicada à taxa de inibição alimentar
(“feeding”) de D. magna após exposição às águas naturais de Crestuma e Marina durante o período de estudo (g.l. graus de
liberdade,
0 QM – quadrados médio, F - F estatístico (QMfactor/QMresidual), P probabilidade). Os valores a negrito evidenciam
os parâmetros paraOut12
os quais
se registam
diferenças
Nov12
Dez12 Jan13
Fev13 significativas.
Mar13 Abr13 Maio13 Jun13 Jul13 Ago13 Set13
Período de amostragem
QM
g.l.
“Feeding”
Taxa de inibição alimentar
Parâmetro
F
P
outubro
2, 9
2,2E8
0,528
0,607
novembro
2, 11
1,5E9
4,173
0,045
dezembro
2, 10
9,7E8
3,242
0,082
janeiro
2, 11
4,5E9
26,69
<0,001
fevereiro
2, 8
9,8E9
24,38
<0,001
março
2, 9
6,8E9
5,929
0,023
abril
2, 10
9,3E10
45,66
<0,001
maio
2, 10
8,0E9
7,976
0,008
junho
2, 8
9,8E9
0,755
0,501
julho
2, 10
4,5E8
2,440
0,137
agosto
2, 9
3,3E9
1,438
0,287
setembro
2, 11
3,1E10
19,95
<0,001
48
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Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever
49
Em suma, e de acordo com os dados obtidos, e segundo a abordagem da DQA, num
dos elementos utilizados para a avaliação biológica (clorofila a - fitoplâncton) foi possível
estimar a classificação da massa de água (tabela 9). Contudo o objetivo do trabalho era
relacionar a avaliação e respetiva perspetiva da DQA com a abordagem da avaliação do
funcionamento do ecossistema através de ensaios biologicos, ao
longo do ano de
amostragem.
Através da análise da tabela 9 pode-se concluir que com base nos valores propostos
pela DQA, a água natural da Marina e de Crestuma apresentam um potencial ecológico
inferior a bom na maioria dos meses amostrados. No entanto, quando observamos os
resultados obtidos nos ensaios biológicos é possível perceber que as águas amostradas não
apresentam alteração significativa nos hábitos alimentares de Daphnia magna, refletindo
assim que o funcionamento do ecossistema não parece estar alterado.
Tabela 9 – Resumo dos parâmetros obtidos - DQA vs. Funcionamento do ecossistema.
ABORDAGEM SOBRE O
ABORDAGEM SEGUNDO A DQA
CLOROFILA
A
RQE
RQE
NORMALIZADO
CLASSIFICAÇÃO
FUNCIONAMENTO DO
ECOSSISTEMA
TESTE DE INIBIÇÃO
ALIMENTAR
CRESTUMA-LEVER
outubro
novembro
dezembro
janeiro
fevereiro
março
abril
maio
junho
julho
agosto
setembro
9,256
1,068
10,32
3,738
0,801
1,187
2,136
7,476
1,175
0,801
0,332
0,534
0,216
0,078
0,008
0,022
0,104
0,070
0,039
0,011
0,071
0,104
0,251
0,156
0,603
0,223
0,023
0,064
0,297
0,200
0,111
0,032
0,203
0,297
0,621
0,446
Bom ou superior
Inferior a Bom
Inferior a Bom
Inferior a Bom
Inferior a Bom
Inferior a Bom
Inferior a Bom
Inferior a Bom
Inferior a Bom
Inferior a Bom
Bom ou superior
Inferior a Bom
=
=
↓
↑*
↑*
↑
↑*
↓*
↑
↓
↑
↓*
25,63
20,83
16,02
22,07
18,16
8,544
14,95
15,66
22,43
5,340
8,544
14,24
0,078
0,096
0,005
0,004
0,005
0,010
0,006
0,005
0,004
0,016
0,010
0,006
0,223
0,274
0,015
0,011
0,013
0,028
0,016
0,015
0,011
0,046
0,028
0,017
Inferior a Bom
Inferior a Bom
Inferior a Bom
Inferior a Bom
Inferior a Bom
Inferior a Bom
Inferior a Bom
Inferior a Bom
Inferior a Bom
Inferior a Bom
Inferior a Bom
Inferior a Bom
=
↓*
=
↓*
↓
↓
↓
↓*
↑
=
↑
↑*
MARINA
outubro
novembro
dezembro
janeiro
fevereiro
março
abril
maio
junho
julho
agosto
setembro
FCUP
Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever
Discussão
50
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Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever
4. Discussão
A albufeira de Crestuma-Lever tem sido alvo de vários estudos (e.g. Edna et al, 2009)
quer ao nível de parâmetros físicos e químicos quer ao nível da avaliação de efeitos dos
contaminantes na massa de água (INAG, 2009). Contudo, em todos esses estudos a
avaliação da componente biológica é reduzida. É neste contexto que surge este trabalho
que consistiu em avaliar a água de acordo com alguns parâmetros propostos pela DQA e
através de ensaios biológicos (inibição alimentar) de modo a efetuar uma avaliação
integrada do estado do funcionamento do ecossistema. O presente estudo decorreu ao
longo de uma ano de amostragem e os resultados obtidos fornecem informação importante
sobre as condições físicas, químicas e biológicas nos dois locais de amostragem.
O pH é uma grandeza que indica a intensidade da condição ácida, neutra ou alcalina de
uma solução aquosa constituindo, assim, uma medida da concentração dos iões H+ (Parron
et al., 2011). Este parâmetro é uma das ferramentas mais importantes para explicar um
vasto leque de equilíbrios físicos e químicos que acontecem no meio aquático (Cortes et al.,
1997). O lançamento de ácidos ou bases nos corpos de água pode alterar o valor de pH da
água, de tal forma que a pode tornar imprópria para uso, principalmente para a manutenção
da vida aquática que necessita de um valor de pH em torno da neutralidade (Dezotti, 2008).
O valor de pH, além de ter efeito sobre a fisiologia de diversas espécies, também influencia
a solubilidade de diversas substâncias, na forma em que estas se apresentam na água e a
sua toxicidade (Heller, et al., 2006). Valores de pH entre 5,0 e 9,0 constituem limites
toleráveis para a maior parte da fauna e flora (Cortes et al., 1997), contudo, na maior parte
dos casos, a gama de variações dos valores de pH situa-se entre 6,5 e 8,5 (Mendes &
Oliveira, 2004). Os valores de pH registados no presente estudo, foram sempre próximos da
neutralidade, dados que se mostram concordantes com os dados históricos de pH da água
da
albufeira
Crestuma-Lever
http://snirh.pt/index.php?idRef=MTM4Ng==&findestacao=crestuma,
(SNIRH,
consultado
em
1/11/2013). No entanto, registaram-se valores de pH mais elevados no final da primavera,
início de verão, valores que podem ser justificados pela atividade biológica de microalgas,
dando origem a valores anormalmente elevados (Mendes & Oliveira, 2004). Também em
junho de 1995 se registaram valores mais alcalinos na albufeira com valor de pH=9,1
(SNIRH, http://snirh.pt/index.php?idRef=MTM4Ng==&findestacao=crestuma, consultado em
1/11/2013).
A condutividade elétrica é um parâmetro que permite conhecer o grau de mineralização
de um sistema aquático. Existe uma relação entre a quantidade de sais minerais dissolvidos
e a resistência que a mesma oferece à passagem de corrente elétrica (Mendes & Oliveira,
51
FCUP
Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever
2004). Quanto maior o número de iões dissolvidos na água, maior a sua condutividade. A
origem destes iões pode ser variada, resultando de processos de lixiviação, provir de
efluentes domésticos e industriais (Mendes & Oliveira, 2004). Segundo Nisbet & Verneaux
(1970), a condutividade aumenta gradualmente, de montante para jusante dos rios, sendo
as diferenças mais significativas quando a mineralização inicial é baixa. Na maioria das
águas piscícolas, os valores de condutividade variam entre 150 e 450 µS/cm (AGRI-PRO
AMBIENTE, 2009). No presente estudo observou-se um decréscimo dos iões dissolvidos na
água entre fevereiro a abril (Crestuma ≈150 µS/cm e Marina a registar ≈100 µS/cm). Esta
diminuição de condutividade esteve, provavelmente associada à precipitação, sendo que a
sua ausência se refletiu em valores de condutividade mais elevados e o seu surgimento em
valores mais baixos. Por sua vez, o aumento dos valores de condutividade no final da
primavera pode estar associado à diminuição do caudal do rio, o que fez com que existisse
uma acumulação de sedimentos ricos em sais minerais provenientes da lixiviação dos
terrenos agrícolas próximos do rio. Também estes valores aproximam-se dos já registados
em anos anteriores para a albufeira de Crestuma-Lever, no entanto com uma média
ligeiramente mais baixa. O valor médio da condutividade elétrica registado no ano de 2011
foi de ≈251 µS/cm, enquanto que durante o presente estudo foi de ≈210 µS/cm (SNIRH
(http://snirh.pt/index.php?idRef=MTM4Ng==&findestacao=crestuma,
consultado
em
1/11/2013).
Quanto ao oxigénio dissolvido, não se registou grande variação entre os locais
amostrados, facto que poderá dever-se a velocidades idênticas de corrente. Concentrações
de oxigénio dissolvido abaixo de 5 mg/L podem afetar adversamente o funcionamento e
sobrevivência de comunidades biológicas, sendo que abaixo de 2 mg/L pode levar a uma
mortalidade excessiva de peixes (Heller, et al., 2006). Segundo a DQA o valor mínimo
permitido de oxigénio dissolvido para massas de água fortemente modificadas – albufeiras é
de 5 mg/L, tal não foi verificado no mês de março, tanto para Marina (4,38 mg/L), como para
Crestuma (3,7 mg/L). Uma vez que o oxigénio se difunde lentamente na água, à exceção de
quando há correntes ou movimentos de água ou ventos, supõem-se que falta de água
corrente poderá ter sido a responsável pelos baixos valores registados neste mês para os
dois locais. Por outro lado, os valores obtidos para o mesmo parâmetro em taxa de
saturação, em ambos os pontos, são de ≈ 65,00 % pelo que, em média, se apresentaram
dentro dos valores estabelecidos pela DQA em relação ao alcance do Bom Potencial
Ecológico para albufeiras tipo Norte (entre 60 % e 120 %) (INAG, 2009). Comparando com
estudos físicos e químicos realizados na albufeira de Crestuma-Lever entre 1992 e 2001 por
Bordalo et al. (2006), podemos verificar que os valores de oxigénio dissolvido (em taxa de
saturação) foram mais elevados (≈ 91,00 %) aos registados no presente estudo. A
52
FCUP
Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever
quantidade em solução deste gás aumenta com as baixas temperaturas e diminui com as
altas, fenómeno amplamente discutido na literatura (Nisbet & Verneaux, 1970; Cortes, 1997;
Odum, 1997) pelo que eram esperados valores mais elevados de oxigénio dissolvido no
inverno, enquanto os valores mais baixos eram esperados no verão. No entanto, os valores
mais elevados de oxigénio dissolvido registaram-se no fim da primavera, início do verão (em
maio na Marina (9,32 mg/L) e em julho em Crestuma (10,7 mg/L), quando a temperatura
tendia a aumentar e no mês de março registou-se um baixo teor em oxigénio dissolvido (nos
dois locais), coincidente com uma diminuição da temperatura, o que não era de esperar.
Neste caso, os valores mais baixos ocorreram com baixas temperaturas, devido,
provavelmente, ao lançamento de efluentes de origem doméstica ou industrial ricos em
matéria orgânica, o que resulta na maior taxa de respiração de microrganismos e,
consequentemente na diminuição dos valores de oxigénio dissolvido.
Nos cursos de água a variação da temperatura define um ciclo diário e um ciclo sazonal.
Embora esta variação seja mínima, interfere sobre o desenvolvimento das comunidades
aquáticas (Cortes, 1997), uma vez que esta determina vários processos físicos, químicos e
biológicos que ocorrem nos sistemas aquáticos, tais como o metabolismo dos organismos e
a degradação da matéria orgânica (Zuin et al., 2009). No mês de julho, no local de
amostragem definido como Marina, o valor da temperatura da água ultrapassou o Valor
Máximo Admissível (25 ºC) definido pelo Decreto-Lei 236/98, no âmbito da qualidade das
águas doces superficiais destinadas à produção de água para consumo humano (sendo o
valor registado de 27,2 ºC). Este aumento da temperatura da água pode ser explicado pelo
aumento significativo da temperatura do ar no mês de julho (verão) e à diminuição do fluxo
de água.
O Disco de Secchi permite-nos medir a transparência da coluna de água através da
profundidade alcançada pela penetração da luz. Esta profundidade é de extrema
importância uma vez que a luz é essencial para a produção fitoplanctónica, para o
crescimento e fixação de macrófitas bem como para a predação visual de peixes. Uma vez
que este parâmetro mede a transparência da água, indiretamente também avalia o
parâmetro da turbidez, sendo os valores deste último inversamente proporcionais aos da
transparência. Deste modo, uma reduzida transparência corresponde a uma elevada
turbidez da água, que surge na presença de material orgânico, compostos inorgânicos ou
outros compostos em suspensão ou dissolvidos na coluna de água. As medições da
transparência através do disco de Secchi realizadas no local de amostragem da Marina
indicam elevada transparência e baixa turbidez, no entanto, uma vez que a coluna de água
era mínima e quase nunca ultrapassou os 50 centímetros, pode ser esta a causa pela qual
foi possível observar o fundo em todos os meses de amostragem. Já para o local de
53
FCUP
Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever
amostragem de Crestuma a transparência apenas atingiu um máximo de 3 m, o que indica
elevada turbidez devido a materiais em suspensão na coluna de água.
Em estudos de qualidade de água, os compostos de azoto (nitratos, nitritos e amónia)
são elementos essenciais a quantificar e não devem ser interpretados isoladamente (Nisbet
& Verneaux, 1970). Em caso de poluição difusa, os nitratos e nitritos apresentam
concentrações maiores, sendo estas formas menos tóxicas que a amónia (Branco, 2008).
De entre as diferentes formas, os nitratos, juntamente com a amónia, assumem grande
importância nos ecossistemas aquáticos, uma vez que representam as principais fontes de
azoto para os produtores primários (Esteves, 1998). Tal como os nitratos, os nitritos podem
estimular o crescimento planctónico, mas são sempre mais tóxicos para a fauna aquática,
especialmente para a comunidade piscícola (Cortes et al., 1997). Geralmente o ião nitrito
encontra-se em concentrações muito reduzidas (aproximadamente 0,001 mg/L), contudo a
ausência deste nutriente não significa, necessariamente, que a água esteja livre de poluição
(Nisbet & Verneaux, 1970; Cortes et al., 1997). A amónia apenas existe em águas ricas em
matéria orgânica em decomposição, quando o teor de oxigénio é insuficiente para garantir a
sua transformação (Nisbet & Verneaux, 1970). Desta forma, o azoto amoniacal apresenta
concentrações elevadas em locais próximos a efluentes urbanos, sendo por isso
considerado um bom indicador de contaminação orgânica recente (Branco, 2008). Assim, a
análise deste composto merece especial atenção por apresentar uma elevada toxicidade
para a vida aquática, mesmo quando em baixas concentrações (Cortes et al., 1997). Os
compostos de azoto que normalmente ocorrem na água são provenientes de processos
degradativos de origem natural ou de atividades antropogénicas, tais como a descarga de
águas residuais, domésticas ou industriais e da utilização de fertilizantes azotados nos solos
(Mendes & Oliveira, 2004). Pela análise dos dados obtidos para os nitritos é possível
verificar que, nos dois pontos de amostragem, os valores mantiveram-se relativamente
baixos ao longo da maioria do ano o que de acordo com Nisbet e Verneaux (1970), significa
que a água apresenta uma autodepuração ativa. No entanto, ocorreram picos de nitritos
registados nos dois locais de amostragem para o mês de fevereiro que podem ter origem na
utilização de fertilizantes em alguma exploração agrícola na área adjacente à albufeira, e
que através de processos de lixiviação dos solos tenham entrado no ecossistema aquático
(Mendes & Oliveira, 2004). O mesmo pode justificar o aumento significativo dos valores de
concentração de nitratos registados nos meses de março e maio nos dois locais de
amostragem. O aumento substancial de amónia verificado na Marina no último mês
(setembro) pode estar relacionado com um grande incêndio que ocorreu na área envolvente,
que, aliado às fortes chuvas ocorridas no dia anterior ao da amostragem, provocou a
contaminação da água através da lixiviação dos solos.
54
FCUP
Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever
Quando comparados os valores de nitratos obtidos durante este ano de estudo com o
ano de 2011, podemos verificar que os nitratos sofreram uma redução substancial, sendo
em media de ≈ 5,9 mg/L em 2011 e os valores médios obtidos para Crestuma ≈ 0,34 mg/L e
para a Marina ≈ 0,18 mg/L. Os valores de nitritos mantiveram-se idênticos, com uma média
de ≈ 0,07 mg/L em 2011 e de ≈ 0,04 mg/L para a Crestuma e 0,07 mg/L para a Marina no
decorrer deste trabalho. O mesmo se verificou para a concentração de amónia, que em
2011 atingiu uma média de 0,05 mg/L e durante este ano de estudo registaram-se valores
médios de ≈ 0,09 mg/L para Crestuma e ≈ 0,05 mg/L para a Marina (dados de 2011
retirados
de
SNIRH
http://snirh.pt/index.php?idRef=MTM4Ng==&findestacao=crestuma,
consultado em 1/11/2013).
O fósforo é um macronutriente que normalmente é menos abundante do que outros
macronutrientes, sendo deste modo o primeiro elemento a limitar a produtividade primária
(Wetzel, 1993). Em conjunto com o azoto, tendo sido apontado como o principal responsável
pela eutrofização artificial dos ecossistemas aquáticos (Esteves, 1998). Deste modo, a
determinação dos fosfatos permite avaliar o impacto da poluição urbana, bem como estimar
o grau de trofia de um curso de água (Nisbet & Verneaux, 1970). As oscilações de fosfatos
registadas ao longo do ano de amostragem para os dois locais, podem ter origem em
descargas de efluentes domésticos ou industriais, contendo fosfatos orgânicos. Os valores
de fosfatos obtidos encontram-se maioritariamente na Classe 4 definida por Nisbet &
Verneaux (1970), sendo indicadores de forte produtividade e de eutrofia.
A concentração de clorofila a pode ser utilizada como um indicador de biomassa
fitoplanctónica, sendo atualmente uma das métricas contempladas na Diretiva Quadro da
Água no âmbito da avaliação do estado e potencial ecológico das massas de água. De
acordo com os limites propostos pelo critério nacional para avaliação do estado trófico de
albufeiras com flutuações, que tem por base o critério de classificação definido pela OECD
(1982) (INAG, 2002), a água de Crestuma encontra-se maioritariamente mesotrófica (2,5-10
mg/m3) ao longo do ano e a água da Marina maioritariamente eutrófica (> 10 mg/m3). A
maior produtividade no local de amostragem da Marina, dada pela concentração em clorofila
a pode ser justificada pela depressão pouco profunda do local, o que provoca uma maior
interação entre os sedimentos e a água, com maior agitação dos mesmos e
consequentemente resuspensão de nutrientes na coluna de água. Estes resultados vão de
encontro aos resultados obtidos por Lopes (2002) no período de novembro de 2000 a
novembro de 2001, que apontam também para um ecossistema com caraterísticas
tendencialmente eutróficas. Para a avaliação do Potencial Ecológico foi necessário
estabelecer sistemas de classificação a nível nacional. Nesse sentido, para os reservatórios
do Norte de Portugal foram propostos valores de fronteira entre as classes de qualidade
55
FCUP
Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever
Bom/Razoável para o indicador clorofila a (9,5 mg/m3 equivalente a 0,21 em valor de RQE)
(INAG, 2009). A partir da análise dos resultados do parâmetro da clorofila a (Tabela 9) pode
concluir-se que de acordo com os limites estabelecidos pela DQA e com os resultados
obtidos neste trabalho, a albufeira de Crestuma-Lever não se encontra com um Bom
Potencial Ecológico, uma vez que ultrapassa os valores estabelecidos para este parâmetro.
Do ponto de vista da metodologia de avaliação da DQA, uma massa de água deve
apresentar caraterísticas homogéneas garantindo assim um bom potencial ecológico. A
análise realizada neste estudo permitiu concluir que a carga difusa de nutrientes que aflui ao
rio Douro, nomeadamente na massa de água da albufeira de Crestuma-Lever, deverá ter
origem em atividades humanas de origem agrícola e florestal, tendo uma influência
determinante sobre a qualidade da água da albufeira Crestuma-Lever (EDP, 2009). Outros
autores também já descreveram situações análogas às descritas no presente estudo em
que ocorreram picos de clorofila a em janeiro (12,3 mg/L), maio (20,5 mg/L), no ano de 1989
(Fidalgo, 1990). Antes da entrada em funcionamento da albufeira, num trabalho realizado
em 1981/83 por Fidalgo (1988), a concentração de clorofila a apresentou um valor médio de
8,66 mg/L, com um valor mínimo de 0,39 mg/L em janeiro de 1982 e um valor máximo de
39,2 mg/L em agosto de 1981. Em análises efetuadas em 1995/96 por Gil (1997), este
refere que a clorofila a, na albufeira de Crestuma-Lever, apresentou um valor mínimo de 3,2
mg/L e um valor máximo de 27 mg/L.
Relativamente à avaliação do funcionamento do ecossistema, realizaram-se ensaios de
inibição alimentar com Daphnia magna. Estes ensaios são uma medida de avaliação da
aquisição de energia pelo organismo, uma vez que a atividade alimentar está ligada a
componentes da aptidão como taxa de crescimento, fecundidade e sobrevivência (Maltby et
al., 2001). Daphnia proporciona um importante elo entre os diferentes níveis tróficos das
comunidades dulçaquícolas, pois constitui o elo intermédio da cadeia alimentar (consumidor
primário) (Ruppert & Barnes, 1996). Deste modo, uma alteração na dinâmica populacional
de Daphnia sp., devido à redução da taxa alimentar é ecologicamente relevante pois pode
prever efeitos, indiretos, sobre a estrutura e funções das diferentes comunidades aquáticas.
Consequentemente, estas alterações podem levar ao aumento da biomassa fitoplanctónica
e a processos de eutrofização (McWilliam & Baird, 2002). Quanto à sua sensibilidade, vários
autores já demonstraram que a inibição alimentar em Daphnia sp., é uma resposta à
exposição a tóxicos (e.g. inseticidas como carbamatos, organofosfatos e piritróides e
pesticidas) (Pestana et. al., 2009) que pode ser detetada rapidamente (Allen et al, 1995;
McWilliam & Baird, 2002).
Dos resultados obtidos nos testes de inibição alimentar, foi possível observar que no
mês de abril ocorre um patamar de diferenciação, onde se registou um incremento
56
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Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever
significativo da taxa alimentar de Daphnia magna, nomeadamente em Crestuma. Esta
diferença poderá dever-se essencialmente ao metabolismo sazonal de Daphnia. Como
mostra Castro & Gonçalves (2010) em relação a essa sazonalidade num estudo de campo,
Daphnia atinge um pico de alta densidade durante fins de inverno e inícios da primavera,
devido ao aumento da intensidade luminosa, que combinada com a disponibilidade de
nutrientes permite o crescimento do fitoplâncton e consequentemente da herbivoria por
parte das espécies zooplânctónicas. Em setembro, registou-se um decréscimo de nutrientes
que coincide com a diminuição significativa da taxa de alimentação para Daphnia exposta a
água proveniente de Crestuma-Lever. Em janeiro e fevereiro foi observado um incremento
significativo da taxa de alimentação nos organismos expostos à água de Crestuma (figura 9
e a tabela 8), podendo este ter sido influenciado pelo aumento da concentração de nitratos,
nitritos e condutividade. Relativamente ao mês de abril foi registado um incremento
significativo da taxa de alimentação em Crestuma, conforme podemos ver pela figura 9 e a
tabela 8. Neste mês os níveis de fosfatos começaram a aumentar, bem como o metabolismo
da população de Daphnia, como demonstra Castro & Gonçalves (2010) esta tendência
nesta época do ano. Em setembro a amostragem foi efetuada alguns dias após um grave
incêndio (na área adjacente ao ponto de amostragem da Marina) e depois de fortes
trovoadas. Estes fatores poderão ter influenciado as taxas de alimentação registadas com
um incremento significativo nos organismos expostos à água proveniente do ponto de
amostragem – Marina. As cinzas produzidas pelo fogo são constituídas por substâncias
poluentes, como metais pesados, nitritos, PAHs (hidrocarbonetos policíclicos aromáticos),
entre outros. Estas substâncias poluentes contaminam o ambiente (ar, solo, água) e têm um
impacte não totalmente esclarecido na cadeia alimentar e na saúde dos seres vivos. As
cinzas são transportadas como poluentes de escoamento de água à superfície ou são
lixiviadas por águas de infiltração no solo (Lobo Ferreira et. al., 2008). Estudos recentes
(e.g. Campos et. al., 2012) afirmam que o escoamento de cinzas para o meio aquático
produz efeitos inibitórios significativos em várias espécies de níveis tróficos inferiores como
Vibrio fischeri, Pseudokirchneriella subcapitata e Lemna minor, porém, Daphnia magna
mostrou não ser afetada imediatamente. No entanto, e uma vez que um ano após a primeira
análise este efeito se mostrou mais tóxico para as espécies estudadas, seriam necessários
estudos crónicos à exposição de D. magna a águas contaminadas por cinzas. Tais estudos
crónicos permitiriam avaliar a probabilidade de propagação do efeito tóxico através da
cadeia alimentar por mecanismos bottom-up (Abrantes et al 2008).
Em suma, apesar de a avaliação da qualidade da água ser uma área multidisciplinar,
com diferentes abordagens a nível individual, em termos finais não se pode descurar
nenhuma dessas áreas sendo mesmo crucial uma abordagem integrada de todas elas.
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Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever
Como podemos verificar neste trabalho, apesar de termos um inferior a bom potencial
ecológico na maioria dos meses para ambas as águas naturais, podemos verificar que pela
avaliação do funcionamento do ecossistema (como se pode observar pelos resultados
obtidos nos ensaios de inibição alimentar), este não apresenta alterações nefastas para a
comunidade de cladóceros. Deste modo, podemos dizer que a avaliação do funcionamento
do ecossistema deve ser visto como uma ferramenta complementar à metodologia proposta
pela DQA. O presente trabalho apresenta-se como um contributo importante na avaliação do
funcionamento do ecossistema através de uma abordagem simples e rápida. No entanto
existem outras ferramentas de avaliação do funcionamento do ecossistema já utilizadas em
processos de biomonitorização que poderão ser transpostas na avaliação da qualidade da
água de albufeiras (e.g. decomposição da folhosa, taxas fotossintéticas, taxas de filtração,
produção primária, crescimento e distribuição dos macroinvertebrados) (e.g. Schwartz et al.,
2000; Hopkins et al., 2011; Pestana et al., 2009).
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Diretiva Quadro da Água vs. Funcionamento do ecossistema: exemplo da Barragem Crestuma-Lever
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