Avaliação da Qualidade Ecológica do Rio Tâmega

Elisa Sofia Marques Portilho Mestrado em Biologia e Gestão da Qualidade da Água Departamento de Biologia 2013 Orientador Maria da Natividade Vieira, Professora Associada com Agregação do Departamento de Biologia da Faculdade de Ciências da Universidade do Porto Avaliação da Qualidade Ecológica do Rio Tâmega FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega i AGRADECIMENTOS Deixo um obrigado especial à Prof. Dra. Natividade Vieira pela orientação, disponibilidade e colaboração atenciosa. Pelas valiosas contribuições que me orientaram na realização deste trabalho e pela generosa assistência prestada no desenvolvimento do estudo, quer no campo, quer no laboratório. Um sentido obrigado por me ouvir e esclarecer e por toda a paciência que teve comigo nos momentos em que comecei a fraquejar. Ao Prof. Dr. Nuno Formigo pela pronta disponibilidade e apoio fundamental no tratamento estatístico dos dados. À Dra. Eunice Badim da Câmara Municipal de Mondim de Basto a simpatia, gentileza e prontidão. Um agradecimento sincero por toda a ajuda, compreensão e disponibilidade. À engenheira Paula Bessa, pela disponibilidade e pela ajuda fundamental no mapeamento da área em estudo. Ao Presidente da Junta de Freguesia de Mondim de Basto, Sr. Fernando Gomes, um muito obrigado pela cedência de documentos e por se mostrar sempre disponível para me ajudar nesta etapa tão importante. Ao Sr. Luís Jales de Oliveira um agradecimento pela oferta do livro de sua autoria ―Corre-me um Rio no Peito‖. A todos os professores que me acompanharam no ano curricular do mestrado, pelo conhecimento transmitido. Aos meus colegas de faculdade e amigos com quem tive a oportunidade de aprender e partilhar experiências, pela amizade e apoio. À Joana, pelo apoio, força, incentivo e encorajamento. Ao Marco, pela disponibilidade e por toda a ajuda prestada na formatação deste trabalho. FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 3 Aos meus avós, tios e primos, pela força e incentivo fundamental para a concretização deste trabalho. Obrigado por serem a minha família! Ao Diogo, pela ajuda, apoio, compreensão, partilha e companheirismo… Obrigado por estares sempre presente! Aos meus pais, por me darem a vida e por me ensinarem a vivê-la com dignidade e humildade, não bastaria um obrigado. A vocês, que sempre iluminaram o meu caminho com afeto e dedicação… A vocês, que muitas vezes renunciaram aos vossos sonhos para que eu pudesse realizar os meus… A vocês, pelo amor e apoio incondicional… Pelo silêncio quando eu reclamava e pelas palavras de estímulo quando eu me calava…Pela confiança que sempre depositaram em mim e por terem sempre acreditado em mim…. A vocês, pai e mãe, obrigado, muito obrigado por fazerem de mim a mulher que hoje sou… A vós dedico este trabalho. A todos aqueles que, de alguma forma, contribuíram para o meu sucesso e crescimento, enquanto profissional e pessoa um obrigado sincero pelas constantes manifestações de interesse e encorajamento. “Aqueles que passam por nós, não vão sós, não nos deixam sós. Deixam um pouco de si, levam um pouco de nós.” Antoine Sait-Exupery FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 4 RESUMO Os rios são sistemas complexos, sujeitos a uma grande variedade de impactos ambientais com consequentes perdas das suas características naturais, nomeadamente a sua diversidade biológica. Neste sentido, torna-se necessário a monitorização da qualidade das suas águas, o que é fundamental para uma gestão sustentável e para a conservação dos habitats das comunidades que os habitam. A análise do estudo da comunidade de diatomáceas em ecossistemas aquáticos tem permitido não só compreender as condições existentes no meio como também realizar previsões de alterações ambientais, uma vez que estas espécies são indicadoras das condições da qualidade da água. O objetivo do presente trabalho consistiu na determinação do atual estado ecológico do rio Tâmega, nos concelhos de Mondim de Basto e Celorico de Basto, através de parâmetros biológicos (comunidade de diatomáceas) e físico-químicos. O trabalho teve a duração de dez meses (outubro de 2012 a julho de 2013), tendo sido efetuado em quatro pontos distintos do rio Tâmega. As amostragens incluíram a caracterização físico-química do rio Tâmega, realizada mensalmente, e a caracterização biológica, que apenas foi realizada na primavera e no ponto de amostragem LA01. A análise físico-química demonstrou não existir poluição orgânica apreciável neste rio. Obtiveram-se 36 taxa de diatomáceas distribuídos por 22 géneros, 3 dos quais tolerantes à poluição orgânica. Pela análise de todos os resultados podemos verificar que o referido rio a presenta uma instabilidade a nível ecológico. FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 5 ABSTRACT Rivers are complex systems subject to a variety of environmental impacts with consequent loss of their natural features including its biological diversity. In this sense, it is necessary to monitor the water quality essential for sustainable management and conservation of the habitats communities. The study analysis in the community diatoms aquatic ecosystems has allowed not only to understand the conditions existing in the middle make predictions as well as environmental changes, since these species are indicative of the conditions of the water quality. The aim of this work consisted to determine the current ecological status of the river Tâmega in counties Mondim de Basto and Celorico de Basto, through biological and physico-chemical parameters. The work was developed over ten months (October 2012 to July 2013), in four different sites. The physico-chemical was determinate monthly, and biological characterization, which was develop in site LA03 in the spring. The physico-chemical analysis showed no appreciable organic pollution in this river. 36 were obtained rate by distributed diatoms 22 where 3 kinds of them tolerant to organic pollution. For the analysis of all the results we determined that the river has a level ecological instability. FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 6 ÍNDICE 1. INTRODUÇÃO ................................................................................................. 14 1.1 Considerações Gerais .................................................................................. 14 1.2 Diretiva-Quadro da Água (DQA) ................................................................... 19 1.3 Avaliação da qualidade da água: biomonitorização ...................................... 22 1.4 Diatomáceas como bioindicadores da qualidade da água ............................ 25 2. OBJETIVOS ..................................................................................................... 30 3. Caracterização da bacia hidrográfica do rio Tâmega........................................ 32 3.1 Enquadramento geográfico ........................................................................... 32 3.2 Caracterização geológica e geomorfológica ................................................. 34 3.3 Hidrografia .................................................................................................... 35 3.4 Relevo .......................................................................................................... 36 3.5 Caracterização climática ............................................................................... 39 3.6 Solo e vegetação .......................................................................................... 43 3.7 Ocupação do solo ......................................................................................... 45 3.8 Caracterização socioeconómica ................................................................... 46 3.8.1 Caracterização demográfica ............................................................ 46 3.8.2 Atividades económicas .................................................................... 48 3.9 Fontes de poluição ....................................................................................... 50 4. Material e Métodos ................................................................................................. 52 4.1 Locais de amostragem ................................................................................. 52 4.1.1 Ponto de amostragem LA01 ............................................................ 53 4.1.2 Ponto de amostragem LA02 ............................................................ 54 4.1.3 Ponto de amostragem LA03 ............................................................ 56 4.1.4 Ponto de amostragem LA04 ............................................................ 57 4.2 Periodicidade das amostragens .................................................................... 58 4.3 Parâmetros físico-químicos da água ............................................................. 59 4.4 Comunidade de Fitobentos – Diatomáceas .................................................. 61 FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 7 4.4.1 Caracterização do habitat ................................................................ 61 4.4.2 Método e processamento de amostragem ...................................... 62 4.4.3 Tratamento laboratorial das amostras de diatomáceas.................... 62 4.4.4 Identificação taxonómica e quantificação ........................................ 63 4.4.5 Tratamento de dados ...................................................................... 63 4.4.5.1 Índice de diversidade e Equitabilidade ............................................ 64 4.4.5.2 Índices bióticos ................................................................................ 65 4.5 Análise dos dados ........................................................................................ 66 4.5.1 Análise gráfica ................................................................................. 66 4.5.2 Análise estatística ............................................................................ 66 5. Resultados e Discussão ................................................................................... 70 5.1 Parâmetros físico-químicos .......................................................................... 70 5.1.1 Temperatura do ar e da água .......................................................... 70 5.1.2 pH ................................................................................................... 74 5.1.3 Sólidos Suspensos Totais ............................................................... 77 5.1.4 Condutividade ................................................................................. 80 5.1.5 Oxigénio dissolvido .......................................................................... 83 5.1.6 Azoto .............................................................................................. 86 5.1.6.1 Nitratos ............................................................................................ 86 5.1.6.2 Nitritos ............................................................................................. 89 5.1.6.3 Azoto amoniacal .............................................................................. 91 5.1.7 Compostos fosfatados ..................................................................... 93 5.1.8 Carência Bioquímica de Oxigénio .................................................... 96 5.2 Análise estatística dos parâmetros físico-químicos ....................................... 98 5.3 Comunidade de Fitobentos – Diatomáceas ................................................ 100 5.3.1 Composição taxonómica .............................................................. 100 5.3.2 Índices de diversidade ................................................................... 102 6. Conclusão ...................................................................................................... 105 7. Bibliografia ..................................................................................................... 108 ANEXOS ................................................................................................................... 125 FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 8 ÍNDICE DE FIGURAS Fig.1.1 - Variáveis que atuam no funcionamento de um rio (adaptado de Rodrigues A.S.L., 2009). .............................................................................................................. 17 Fig.1.2 - Elementos básicos de qualidade para avaliação do estado ecológico e sua relação: elementos biológicos, hidromorfológicos e físico-químicos (adaptado de Bis, 2005). ......................................................................................................................... 20 Fig.1.3 - Etapas preconizadas pela DQA para definição do estado ecológico (adaptado de Oliveira et al., 2007). .............................................................................................. 21 Fig.3.1 - Enquadramento da Região Hidrográfica do Douro (PGRH3, 2012). ............. 33 Fig.3.2 - Enquadramento geográfico da bacia do rio Tâmega (PGRH3, 2012)............ 33 Fig.3.3 - Delimitação dos concelhos da área em estudo. ............................................ 34 Fig.3.4 - Carta hipsométrica do concelho de Mondim de Basto. ................................. 37 Fig.3.5 - Carta de declives do concelho de Mondim de Basto. .................................... 38 Fig.3.6 - Carta hipsométrica do concelho de Celorico de Basto. ................................. 39 Fig.3.7 - Temperatura média diária do ar (1931 -1960) no concelho de Mondim de Basto e Celorico de Basto........................................................................................... 40 Fig.3.8 - Temperatura média mensal, média mínima e média máxima, entre 1971-2000 na estação de Vila Real. ............................................................................................. 41 Fig.3.9 - Precipitação total anual (1931 -1960) no concelho de Mondim de Basto e Celorico de Basto. ...................................................................................................... 42 Fig.3.10 - Valores da precipitação média mensal e precipitação máxima mensal entre 1971-2000 na estação de Vila Real. ........................................................................... 42 Fig.3.11 - Tipo de solo no concelho de Mondim de Basto. .......................................... 44 Fig.3.12 - Tipo de solo no concelho de Celorico de Basto. ......................................... 44 Fig.3.13 - Carta de ocupação do solo no concelho de Mondim de Basto. ................... 45 Fig.3.14 - Carta de ocupação do solo no concelho de Celorico de Basto.................... 46 Fig.4.1 - Localização dos 4 pontos de amostragem, distribuídos ao longo do Rio Tâmega. ..................................................................................................................... 52 Fig.4.2 - Localização do ponto de amostragem LA01. ................................................ 53 Fig.4.3 - Fotografia do ponto de amostragem LA01……………………………………...54 Fig.4.4 - Localização do ponto de amostragem LA02. ................................................ 54 Fig.4.5 - Fotografia do ponto de amostragem LA02. ................................................... 55 Fig.4.6 - Localização do ponto de amostragem LA03. ................................................ 56 Fig.4.7 - Fotografia do ponto de amostragem LA03. ................................................... 57 FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 15 Os cursos de água funcionam como meios recetores de todo o tipo de materiais provenientes da bacia hidrográfica onde estão inseridas as atividades humanas que contribuem, muitas vezes para a redução da qualidade da água (Ribalonga Silva, 2010). Sendo morfologicamente filiformes, os cursos de água estão continuamente sujeitos a perturbações, quer de origem antrópica quer de origem natural, tendo estes últimos um papel preponderante na definição das características físico-químicas naturais das águas correntes (Ferreira, 2007). Existem várias causas de perturbações de origem natural, entre elas, as quedas de água, desabamentos e efeitos cársicos (Moura, 1997). Hoje em dia, praticamente não existe um ecossistema que não tenha sofrido influência direta e/ou indireta do homem, da qual podemos salientar: (1) poluição orgânica e industrial incorporada de forma difusa e/ou tópica; (2) erosão seguida de alterações na paisagem pela agricultura, urbanização e silvicultura; (3) introdução e translocação de espécies; (4) regularização de rios; (5) desassoreamento; (6) degradação e fragmentação dos habitats aquáticos; (7) alterações climáticas; (8) sobre-exploração dos recursos que geram uma complexa rede de impactos sobre as componentes bióticas e abióticas dos ecossistemas aquáticos, provocando enormes variações na dinâmica dos ecossistemas, bem como das comunidades aquáticas que neles se desenvolvem (Karr, 1991; Goulart & Callisto, 2003; Cassidy, 2010; Ribalonga Silva, 2010). Consequentemente ocorrem alterações e perdas de habitat, mudanças na estrutura trófica e declínio da qualidade da água, levando ao comprometimento biológico (Peuy, 2010). Outro fenómeno de origem antrópica com efeitos negativos na qualidade da água é o seccionamento dos rios através da construção das barragens. Estas, apesar de apresentarem diversas vantagens, como a prevenção das cheias, o armazenamento de água e a produção de energia elétrica, também apresentam condicionamentos aos processos essenciais dos ecossistemas naturais, uma vez que alteram os regimes de caudal de modo a atender às necessidades humanas, com consequentes alterações a nível do transporte de nutrientes, da temperatura da água e redução do transporte de sedimentos (Azevedo et al., 2005). Smith & Schindler (2009) destacou a eutrofização cultural como o maior problema da atualidade em corpos de água superficiais, considerando-a como um dos exemplos mais visíveis das alterações causadas pelo Homem à biosfera (Smith & Schindler, 2009), uma vez que provoca sérios efeitos no estado e saúde de ecossistemas (Lundberg, 2013). A eutrofização dos cursos de água, apesar de ser um fenómeno natural, é extremamente acelerada pelas atividades humanas, que intensificam, de forma considerável este processo natural, através do enriquecimento anormal das FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 16 águas em elementos nutritivos, sendo o fósforo e o azoto os mais importantes (Monteiro, 2004). Níveis excessivos destes nutrientes têm originado diversos problemas nos ecossistemas aquáticos, nomeadamente, ―blooms‖ de fitoplâncton com potencial tóxico; crescimento excessivo de plantas flutuantes, convertendo a coluna de água num ambiente afótico; hipoxia/anoxia; perda de biodiversidade; aumento da turbidez da água; problemas no odor e sabor da água e degradação de ecossistemas (Finkel et al., 2009; Aguiar et al., 2011; Ferreira, et al., 2011; Branco, 2012). Deste modo, a eutrofização pode ser definida como os efeitos de um aumento no fornecimento de matéria orgânica num ecossistema, que é em grande parte gerada por um aumento da entrada de nutrientes, seguida por um aumento da produção primária e secundária (Bonsdorff et al., 1997). A entrada de volumosas quantidades de nutrientes e matéria orgânica, excedendo a capacidade assimilativa dos sistemas naturais recetores (Magalhães & Vasconcelos, 2002), provoca a quebra de estabilidade do ecossistema, uma vez que este passa a produzir mais matéria orgânica do que é capaz de consumir e decompor (Esteves, 1998). Este desequilíbrio é acompanhado de profundas mudanças no metabolismo de todo o ecossistema, na qual ocorrem mudanças qualitativas e quantitativas nas comunidades aquáticas, nas condições físicas e químicas do meio e no nível de produção do sistema (Esteves, 1998). Essas mudanças poderão ser a eliminação de espécies mais sensíveis, enquanto as mais tolerantes, beneficiando da eliminação dos competidores e predadores e aproveitando o aumento de alimento disponível representado pela própria matéria orgânica, se desenvolvem podendo, em conjunto, atingir densidades e biomassas totais várias vezes superiores às primitivas (Teles, 1991). O estudo dos ecossistemas aquáticos, tais como os rios e lagos, tem-se convertido, nas últimas décadas, num elemento chave para melhorar o conhecimento que temos sobre a estrutura das comunidades que os habitam e compreender melhor as relações entre elas e o meio que as rodeiam. A estrutura e a composição das comunidades presentes num determinado ecossistema aquático são fruto de uma série de interações bióticas e da estrutura e composição dos habitats presentes (Ferreiro, 2007). Os rios desempenham não só um papel fundamental no ciclo hidrológico global da Terra como também no desenvolvimento da humanidade (Ferreiro, 2007), uma vez que fornecem água doce, permitem o transporte de pessoas e mercadorias, e por ser um local de despejo de águas sujas (Odum, 1993). Apesar de ser a fonte de água doce mais importante para o Homem, os rios, durante séculos, foram usados como FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 17 uma lixeira para todos os tipos de resíduos, sem qualquer controlo sobre eles (Helios- Rybicka et al., 2005), tendo sido assim, mais intensivamente utilizados pelo Homem do que qualquer outro tipo de sistemas naturais (Oliveira et al., 2007). Grandes rios, especialmente os de cursos inferiores, estão sujeitos a uma grande variedade de impactos ambientais, onde as alterações geomorfológicas e hidrológicas, assim como os usos da terra e a introdução de contaminantes e espécies exóticas têm sido consideradas as principais pressões (Peuy, 2010). Embora os rios tenham uma grande capacidade de assimilação e diluição de uma parte significativa dos resíduos introduzidos, as vastas quantidades hoje em dia rejeitadas pela sociedade moderna resultam, em geral numa sobrecarga (poluição) que perturba o equilíbrio dos ecossistemas fluviais (Helios-Rybicka et al., 2005). Sendo corredores naturais de grande importância hidrológica, ecológica e paisagista que integram e estabelecem ecossistemas complexos (Ordeix et al., 2012), os ecossistemas lóticos são caracterizados por uma grande variabilidade e complexidade de parâmetros bióticos e abióticos, tornando-os essencialmente dinâmicos. Como qualquer ecossistema, os rios envolvem uma complexa interação da biota com o seu ambiente físico e químico (Silveira, 2004). Segundo Southwood (1977) as condições do habitat são o principal fator que influencia a presença, abundância e distribuição dos organismos no ambiente (Lopes et al., 2003). A avaliação física do meio permite não só entender a relação entre a qualidade do habitat e as condições biológicas do meio, mas também identificar alterações ambientais nos sítios avaliados. Hannaford et al., (1997) afirmam que o estudo da qualidade do habitat físico é essencial em qualquer pesquisa biológica, uma vez que, a fauna aquática apresenta frequentemente exigências específicas de habitats, que não necessariamente estão associadas com a qualidade da água dos ambientes em estudo. Assim, a avaliação do meio físico de um rio é definida como a avaliação da estrutura do habitat físico que influencia a qualidade da água e a condição das comunidades aquáticas que ali residem (Rodrigues et al., 2010). Deste modo, a degradação do habitat e da qualidade da água estão quase sempre entre os fatores que mais empobrecem a qualidade ecológica do rio (Oliveira et al., 2007). RIO HABITAT FÍSICO QUALIDADE DA ÁGUA GEOMORFOLOGIA BIOLOGIA HIDROLOGIA Fig.1.1 - Variáveis que atuam no funcionamento de um rio (adaptado de Rodrigues A.S.L., 2009). FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 18 De acordo com Vannote et al., (1980), os organismos e as características de cada troço lótico evoluíram em concerto com o arranjo mais provável das condições físicas e químicas, e determinadas pela geologia e geomorfologia da bacia de drenagem e do corredor fluvial, o que significa que o processamento de materiais físicos, químicos e biológicos resultantes das atividades humanas agrárias e urbanas se reflete no corredor fluvial (Moreira et al., 2002) e na zona ripária, com consequentes perdas na biodiversidade e na integridade ecológica desses ambientes (Rodrigues A.S.L., 2009). As zonas ripárias, formadas pela vegetação nas margens ribeirinhas, são consideradas como um dos habitats biofísicos mais complexos do planeta, quer pela sua biodiversidade, dinamismo e produtividade primária, quer pela sua importante função de corredor ecológico, exercida pela interligação do leito e das margens do rio com a vegetação (Ordeix et al., 2012). A vegetação ripícola é parte integrante do ecossistema fluvial e desempenha um papel muito importante, que define o tipo de rio e sua conservação (Ordeix et al., 2012), sendo considerada uma estrutura determinante da paisagem e um elemento chave no funcionamento do ecossistema fluvial e na manutenção da qualidade da água (Rodrigues C.M.M, 2010). Segundo Rodrigues & Shepherd (2004), o ambiente do entorno de um sistema lótico reflete as características geológicas, geomorfológicas, climáticas, hidrológicas e hidrográficas que atuam como elementos definidores da paisagem e, portanto das condições ecológicas locais (Rodrigues et al., 2010). Desta forma, a vegetação ripícola contribui para a melhoria da qualidade físico-química da água, uma vez que pode reter uma parte muito importante dos nutrientes; é uma fonte de matéria orgânica, alimento e refúgio para uma parte da fauna aquática; possui um papel chave na conservação da biodiversidade; proporciona uma grande quantidade de ambientes ou habitats entre o rio e o bosque adjacente à zona aluvial (Ordeix et al., 2012); desempenha uma ação eficaz de filtragem superficial de sedimentos; atua diretamente na reciclagem de nutrientes (Rodrigues et al., 2010); intercepta e absorve a radiação solar, proporcionando a estabilidade térmica dos pequenos cursos de água e desempenha um papel muito importante na atenuação da erosão fluvial acelerada e na regularização de vazões ao longo dos cursos de água (González et al., 2003; Wagner, 2003). Uma vez que os rios integram tudo o que acontece nas áreas de entorno, considerando-se o uso e a ocupação do solo, as suas características ambientais, especialmente as comunidades biológicas, fornecem informações sobre as consequências das ações do homem (Callisto et al., 2001). Assim sendo, a FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 19 compreensão e o entendimento das comunidades aquáticas, incluindo a avaliação da sua composição e estrutura, bem como da sua dinâmica, são parâmetros essenciais para a avaliação da qualidade ecológica da água. Torna-se por isso vital que estes recursos de água doce sejam avaliados e protegidos conciliando-os com as necessidades de água para as atividades humanas (Helios-Rybicka et al., 2005). Neste sentido, foi criada a Diretiva 2000/60/CE do Parlamento Europeu e do Conselho de 23 de Outubro de 2000, que estabelece um quadro de ação comunitária no domínio da política da água (DIRECTIVA 2000/60/CE, 2000), cujo objetivo central é que os Estados-Membros da União Europeia procurem alcançar o bom estado ecológico de todos os corpos de água até 2015 (O'Driscoll et al., 2012). 1.2 Diretiva-Quadro da Água (DQA) O meio hídrico, como ecossistema, reveste-se de enorme sensibilidade e requer a tomada de medidas específicas de salvaguarda das suas características biofísicas (Decreto-Lei nº 45/94). Tendo em conta o número crescente de pressões a que os nossos recursos hídricos estão expostos, é vital criar instrumentos eficazes que abordem os problemas de forma clara e ajudem a preservar os recursos para as próximas gerações (Direcção-Geral do Ambiente, 2002). Consciente desses problemas, o Concelho da Europa acordou e publicou em 22 de dezembro de 2000 a Diretiva-Quadro da Água (DQA), que tem como principal objetivo estabelecer uma estrutura base para a proteção dos diferentes tipos de águas: águas doces superficiais lênticas e lóticas, águas de transição, águas costeiras e águas subterrâneas (Vieira, 2003), com vista à prevenção e redução da poluição dessas águas, à promoção da sua utilização sustentável, à proteção do ambiente, à melhoria do estado dos ecossistemas aquáticos e à redução dos impactos das inundações e das secas (Conselho Nacional da Água, 2009). A DQA estabelece como objetivos ambientais a prevenção da deterioração dos ecossistemas superficiais e sua recuperação com o objetivo de alcançar o ―bom estado das águas‖ até 2015. O bom estado corresponde ao estado em que se encontra um corpo de água superficial quando os seus estados ecológicos e químicos são considerados pelo menos ―bons‖ (DIRECTIVA 2000/60/CE, 2000; Casado, 2007; Saraiva, 2010). Desta forma, a DQA contribui para: assegurar a provisão de água na quantidade e com a qualidade indispensáveis para satisfazer o consumo humano e as necessidades das atividades socioeconómicas, de forma sustentável, equilibrada e equitativa; proteger as águas marinhas, nomeadamente no que se refere à eliminação FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 20 da poluição telúrica; e reduzir progressivamente as descargas de substâncias perigosas no meio aquático (Saraiva, 2010). O enquadramento teórico da DQA aponta claramente para uma visão moderna de gestão da procura e de gestão integrada da água e do território. Considera-se que a água não é um produto comercial como qualquer outro, mas um património que deve ser protegido, defendido e tratado como tal (DIRECTIVA 2000/60/CE, 2000; Vieira, 2003). Assim, a visão antropocêntrica e utilitária da qualidade da água, em função dos usos humanos da mesma, deu lugar a uma visão ecológica da qualidade da água, direcionada para avaliar a integridade global dos ecossistemas aquáticos nas componentes físico-química, biológica e hidromorfológica (DIRECTIVA 2000/60/CE, 2000; Oliveira et al., 2007), introduzindo-se assim o novo conceito de avaliação do estado ecológico (Bis, 2005; INAG,2008; Conselho Nacional da Água, 2009) Este conceito consiste na avaliação da qualidade ecológica das águas superficiais encaradas como ecossistemas aquáticos, independentemente dos usos atuais ou potenciais dessas águas (Alves et al., 2002). A DQA define o estado ecológico das águas superficiais como ―a expressão da qualidade estrutural e funcional dos ecossistemas aquáticos associados às águas de superfície‖ (DIRECTIVA 2000/60/CE, 2000). De acordo com o anexo V da DQA, existem três tipos diferentes de elementos básicos de qualidade para avaliação do estado ecológico, sendo eles os elementos biológicos (comunidades de fitoplâncton, macrófitas e fitobentos, invertebrados bentónicos e fauna piscícola); elementos hidromorfológicos (regime hidrológico, continuidade do rio e condições morfológicas) e ainda os elementos químicos e físicoquímicos (temperatura, oxigénio dissolvido, nutrientes) (DIRECTIVA 2000/60/CE, 2000; Oliveira et al., 2007). Os elementos biológicos assumem um papel preponderante na avaliação do estado ecológico, sendo as condições hidromorfológicas e físico-químicas consideradas como elementos de suporte que condicionam e determinam as comunidades biológicas (Bis, 2005). ELEMENTOS DE QUALIDADE BIOLÓGICA Elementos de Qualidade Hidromorfológica Elementos de Qualidade Química e Físico-Química incluindo Padrões de Qualidade Ambiental para Poluentes Sintéticos e Não-Sintéticos Fig.1.2 - Elementos básicos de qualidade para avaliação do estado ecológico e sua relação: elementos biológicos, hidromorfológicos e físico-químicos (adaptado de Bis, 2005). FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 21 O estado ecológico é expresso com base no conceito de desvio relativamente às condições de um corpo de água idêntico em condições consideradas de referência (Alves et al., 2002). Assim, o estado ecológico é definido como uma medida da estruturação e funcionamento dos ecossistemas aquáticos e é avaliada como a relação entre a biota observada num dado local e o esperado em circunstâncias de não mais do que ―muito pequenas‖ alterações feitas pelo homem aos elementos de qualidade físico-químicos, hidromorfológicos e biológicos (Yallop et al., 2009). A DQA define a existência de cinco classes de qualidade para a avaliação do estado ecológico das águas de superfície: excelente, bom, razoável, medíocre e mau. Para efeitos de comunicação gráfica, a estas classes correspondem respetivamente, as cores azul, verde, amarelo, laranja e vermelho (INAG, 2009). Fig.1.3 - Etapas preconizadas pela DQA para definição do estado ecológico (adaptado de Oliveira et al., 2007). No bom estado ecológico, as características das comunidades de organismos aquáticos apenas se desviam ligeiramente das normalmente associadas às condições de referência, e os valores dos parâmetros físico-químicos e as características hidromorfológicas são compatíveis com os valores especificados para as comunidades bióticas (INAG, 2006). A designação de bom estado ecológico aplica-se a meios hídricos superficiais que apresentam baixos níveis de perturbações antrópicas (DIRECTIVA 2000/60/CE, 2000), constituindo assim, ecossistemas ricos, equilibrados e sustentáveis, em que estão satisfeitas todas as normas de qualidade físico-química (bom estado físico-químico) (Moreira et al., 2002). Para as massas de água que venham a ser classificadas no estado inferior a Bom é necessário definir as medidas necessárias para alcançar esse estado, medidas essas que terão repercussões económicas e sociais, daí a importância de utilizar um sistema de classificação devidamente coerente e robusto (INAG, 2009). Classificação de tipos e rios Definição das condições de referência Desvio ecológico Estado ecológico Monitorização das estações de amostragem Excelente Bom Razoável Medíocre Mau FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 22 A monitorização a desenvolver no âmbito da DQA tem essencialmente duas finalidades: a avaliação do estado das águas, para acompanhar a evolução do estado das massas de água e preencher lacunas da informação (monitorização de vigilância), e o diagnóstico de problemas, para analisar a eficácia dos programas de medidas a implementar para as massas de água em risco (monitorização operacional). Em alguns casos pode ser necessário estabelecer uma monitorização de investigação, para investigar a fonte de problemas detetados, para os quais não se identificou a razão (INAG, 2006). Por forma a assegurar a consistência e comparabilidade dos sistemas de monitorização dos vários Estados-Membros, a DQA prevê o desenvolvimento de um exercício de intercalibração (INAG, 2009). Este exercício tem como objetivo garantir que as fronteiras entre as classes de qualidade sejam coerentes com as definições normativas da DQA e que estas sejam comparáveis entre Estados-Membros (Saraiva, 2010). Em suma, a DQA estabelece um sistema integrado de medidas com vista à proteção das águas, de forma a prevenir a sua deterioração, protegendo e melhorando o estado dos ecossistemas aquáticos, terrestres e zonas húmidas (Saraiva, 2010). Para isso, é necessário que os Estados-Membros implementem a DQA de forma mais eficiente possível, desenvolvendo metodologias e mecanismos adequados, estandardizados e economicamente viáveis, que permitam controlar a poluição que aflui aos ecossistemas aquáticos provenientes da bacia de drenagem (Bis, 2005). 1.3 Avaliação da qualidade da água: biomonitorização Face à intensificação e complexidade das atividades humanas com impactos nos ecossistemas, na saúde humana e nos usos múltiplos da água, cada vez mais se torna necessário um planeamento e gestão sustentável dos recursos hídricos a longo prazo, tendo em atenção a avaliação da quantidade de água disponível e da qualidade da mesma considerando o fim a que esta se destina (Baud et al., 1999; Mendes & Oliveira, 2004). As redes de monitorização surgem, assim, como instrumentos de apoio à gestão dos recursos hídricos, permitindo avaliar a qualidade físico-química e biológica da água, bem como obter uma relação entre os parâmetros de qualidade e as ações antropogénicas e também com os usos que lhe são conferidos (Fernandes, 2009). Durante muito tempo, a monitorização físico-química foi a forma mais apropriada de detetar os efeitos de atividades humanas nas comunidades aquáticas (Hering et al., 2003; Ferreira, 2006), pelo que toda a estratégia de recuperação ambiental neles se fundamentava (Moreira et al., 2002). A monitorização de variáveis físicas e químicas FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 23 apresenta algumas vantagens na avaliação de impactos ambientais em ecossistemas aquáticos, tais como: identificação imediata de modificações nas propriedades físicas e químicas da água; deteção precisa da variável modificada e determinação destas concentrações alteradas (Goulart & Callisto, 2003). Para além destas vantagens, a caracterização físico-química, quando efetuada em intervalos de tempo regulares, por longos períodos de tempo, possibilita a determinação das tendências reais de um rio (Silva, 2008). Contudo, esta avaliação apresenta algumas desvantagens, entre elas, a descontinuidade temporal e espacial das amostragens, uma vez que estas fornecem somente uma fotografia momentânea do que pode ser uma situação altamente dinâmica (Goulart & Callisto, 2003). Assim, torna-se necessário um grande número de análises, geralmente custosas, o que inviabiliza o seu uso como única ferramenta para a realização de uma monitorização temporal eficiente (Buss et al., 2008). Além disso, a monitorização físico-química é apontado como pouco eficiente na deteção de alterações na diversidade de habitas e micro-habitat e insuficiente na determinação das consequências da alteração da qualidade da água sobre as comunidades biológicas (Goulart & Callisto, 2003). Deste modo, este tipo de avaliação revelou-se de baixa sensibilidade, inadequada na medição de diferentes situações de perturbação intermédia e incapaz de distinguir variações naturais das antrópicas (Ferreira, 2006). De modo a aumentar a eficiência dos sistemas de deteção de impactos ambientais é fundamental a integração destes resultados com as características biológicas dos ecossistemas (Buss et al., 2008), pelo que os métodos biológicos se apresentam como a nova metodologia a adotar de modo a complementar os já existentes (Mendes & Oliveira, 2004). A biomonitorização pode ser definida como o uso sistemático de respostas biológicas para avaliar as mudanças ocorridas no ambiente, geralmente causadas por ações antrópicas (Buss, 2008), com o objetivo de determinar a qualidade do ambiente aquático (Silveira, 2004). Desta forma, o uso de parâmetros biológicos para medir a qualidade da água baseia-se nas respostas dos organismos em relação ao meio onde vivem (Buss et al., 2003). Como os rios estão sujeitos a inúmeras perturbações, a biota aquática reage a esses estímulos, sejam eles naturais ou antrópicos (Buss et al., 2003), uma vez que possui capacidade natural para responder aos efeitos de perturbações naturais ou permanentes (Segnini, 2003). Nesse sentido, uma importante componente deste tipo de avaliação é o uso de organismos vivos, uma vez que estes apresentam adaptações evolutivas a determinadas condições ambientais, assim como limites de tolerância a diferentes alterações das mesmas (Alba-Tercedor, 1996). Em termos gerais, pode afirmar-se que a biota aquática muda a sua estrutura e FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 24 funcionamento com a modificação das condições ambientais dos seus habitats naturais (Segnini, 2003). As comunidades biológicas refletem a integridade ecológica total dos ecossistemas (Goulart & Callisto, 2003), e ao integrar os efeitos de diferentes agentes de stress, muitas vezes complexos e interdependentes, proporcionam uma medida do seu impacto acumulativo (Barbour et al., 1999). Com efeito, as comunidades biológicas devem ser usadas numa perspetiva de fornecerem uma informação mais lata, que se pode traduzir em termos de integridade ecológica, ou seja, englobando a integridade química, física e biológica, e não apenas a primeira (Moreira et al., 2002). Nesse contexto, a avaliação biológica tem a vantagem de integrar de forma cumulativa, o conjunto de alterações e agressões que afetam um dado local, não só na altura da amostragem, mas também historicamente (Ferreira, 2006), uma vez que as comunidades aquáticas traduzem as condições ambientais verificadas durante um período de tempo mais alargado, refletindo as condições críticas que poderão ter ocorrido durante esse período (Bernardino et al., 2000). Outra vantagem da monitorização biológica é o aspeto custo/benefício (Alba-Tercedor, 1996), uma vez que apresentam um custo relativamente baixo, principalmente quando comparada com a monitorização química ou com testes de toxicidade de poluentes tóxicos (Silva, 2008). A monitorização biológica é realizada principalmente através da aplicação de diferentes protocolos de avaliação, índices biológicos e multimétricos, tendo como base a utilização de bioindicadores de qualidade de água e habitat (Ferreiro, 2007). Os principais métodos envolvidos abrangem o levantamento e avaliação de modificações na riqueza de espécies e índices de diversidade; abundância de organismos resistentes; perda de espécies sensíveis; medidas de produtividade primária e secundária; sensibilidade a concentrações de substâncias tóxicas (ensaios ecotoxicológicos), entre outros (Barbour et al., 1999). Os principais organismos comummente utilizados na avaliação do estado ecológico para as diferentes categorias de massas de água são os invertebrados bentónicos, a fauna piscícola, o fitoplâncton, o fitobentos e as macrófitas (DIRECTIVA 2000/60/CE, 2000). O uso das informações biológicas destas comunidades aquáticas são aplicáveis a diversos ecossistemas aquáticos continentais de forma eficiente, contudo, cada uma destas comunidades possui vantagens em relação às outras, dependendo do tipo de ecossistema onde vai atuar, isto é, nos lagos e reservatórios sobressai o uso de macrófitas, enquanto nos riachos e nos rios de grande porte sobressai o uso de macroinvertebrados e peixes, respectivamente (Buss et al., 2008). FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 31 CARACTERIZAÇÃO DA BACIA HIDROGRÁFICA DO RIO TÂMEGA FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 32 3. CARACTERIZAÇÃO DA BACIA HIDROGRÁFICA DO RIO TÂMEGA A bacia hidrográfica tem sido utilizada como uma unidade geomorfológica fundamental devido ao facto das suas características governarem, no seu interior, todo o fluxo superficial da água (Tonello, 2005; Silveira, 2006). De acordo com Lima (1986), o comportamento hidrológico de uma bacia hidrográfica é função das suas características geomorfológicas (forma, relevo, área, geologia, rede de drenagem, solo, entre outros) e do tipo de cobertura vegetal (Tonello, 2005; Teodoro et al., 2007). O comportamento hidrológico de uma bacia hidrográfica também é afetado por ações antrópicas tais como alterações do uso do solo e dos recursos aquáticos, uma vez que, ao intervir no meio natural, o homem acaba por interferir nos processos do ciclo hidrológico, podendo alterar os processos físicos, químicos e biológicos dos ecossistemas fluviais e consequentemente modificar as comunidades biológicas (Karr, 1991; Tonello, 2005). Assim, as características naturais de uma bacia hidrográfica estão diretamente relacionadas com o ciclo hidrológico em todas as suas fases, o qual pode interferir, por exemplo, no escoamento superficial, que é responsável pela interação terra-água e, portanto, nos processos erosivos, no transporte de poluentes até aos corpos de água, no tipo de uso e ocupação da terra, entre outros (Prado et al., 2010). 3.1 Enquadramento geográfico Situado a Norte de Portugal Continental, o Rio Tâmega, rio de contrafortes montanhosos, percorre o extremo interior do Portugal mais húmido e oceânico, constituindo o mais extenso e caudaloso afluente do rio Douro (Moura, 1997), e a principal linha de água da sub-bacia Tâmega (APA, 2012). A sub-bacia Tâmega abrange 18 concelhos: Amarante, Baião, Boticas, Cabeceiras de Basto, Celorico de Basto, Chaves, Fafe, Felgueiras, Lousada, Marco de Canaveses, Mondim de Basto, Montalegre, Penafiel, Ribeira de Pena, Valpaços, Vieira do Minho, Vila Pouca de Aguiar e Vila Real (APA, 2012). FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 33 Fig.3.2 - Enquadramento geográfico da bacia do rio Tâmega (APA, 2012). Os concelhos da área em estudo, Mondim de Basto e Celorico de Basto, juntamente com os concelhos de Cabeceiras de Basto e Ribeira de Pena, estão inseridos na designada Região de Basto, que abrange a faixa de transição entre o noroeste Sub-bacia Tâmega Fig.3.1 - Enquadramento da Região Hidrográfica do Douro (APA, 2012). FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 34 Atlântico e o nordeste Transmontano. Estes quatro concelhos estão inseridos na Nomenclatura das Unidades Territoriais (NUT) III – Tâmega (Probasto). O rio Tâmega constitui o limite oeste do concelho de Mondim de Basto, e o limite este do concelho de Celorico de Basto. Fig.3.3 - Delimitação dos concelhos da área em estudo. 3.2 Caracterização geológica e geomorfológica Para se compreender o funcionamento de um curso de água é importante conhecer o ambiente terrestre envolvente, uma vez que existe uma interdependência entre ambos, nomeadamente a natureza geológica da bacia hidrográfica (Lévêque, 1996). Segundo Thornton & Dise, 1998, a geologia desempenha um papel importante na biogeoquímica de uma bacia hidrográfica, determinando composições químicas específicas às águas de rios e ribeiras, as quais são sobretudo ditadas por taxas distintas de meteorização (Fernandes, 2009). Schäfer (1985), referiu que a geomorfologia do rio é um dos fatores de maior importância na conformação e modificação da paisagem de seu entorno, que pode ser resultante do processo de erosão, corrosão e sedimentação, além de direcionar e caracterizar as formas de uso e ocupação da bacia (Godoi, 2008). FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 35 Em termos geológicos, a área em estudo localiza-se na unidade morfoestrutural do território continental português denominada de Maçico Hespérico, Antigo ou Ibérico, nomeadamente na zona Centro-Ibérica, e em domínios alóctones da Sub-Zona Galiza - Média Trás-os-Montes, que é formado por terrenos Précambricos e Paleozóicos, que incluem um largo cortejo de rochas metassedimentares e rochas ígneas de natureza granítica (AgriproAmbiente, 2009). Na constituição do Maciço Hespérico avultam rochas eruptivas e metamórficas, designadamente granitos e xistos; mencionam-se também os quartzitos, em afloramentos um tanto localizados, mas que introduzem, pela sua resistência à erosão, acentuados contrastes de relevo (Medeiros, 2009). A partir da Carta Geológica do Atlas do Ambiente é possível constatar que a bacia do rio Tâmega é constituída principalmente por granitos e afins (68%), xistos (30%) e quartzitos (1%) (SNIRH, 2013). Os referidos granitos encontram-se divididos segundo a sua génese em granitos hercínicos de génese mesocrustal, onde se inserem os granitos da Senhora da Graça, de Paradança, de Vila Real e de Cavez, e em granitos hercínicos de génese crustal profunda, que são constituídos pelos granitos de Amarante e Celorico de Basto. Os granitos apresentam-se afetados por famílias de diáclases verticais e sub-verticais com direções predominantes N-S, NE-SW e NW-SE e menos predominantes E-W. Ao longo da bacia do rio Tâmega podemos ainda encontrar tufos vulcânicos, filiões e massas aplíticas e filiões de quartzo (AGRI-PRO AMBIENTE, 2009). 3.3 Hidrografia Barrella (2001) definiu uma bacia hidrográfica como um conjunto de terras drenadas por um rio e seus afluentes, formada nas regiões mais altas do relevo por divisores de água, onde as águas das chuvas, ou escoam superficialmente formando os riachos e rios, ou infiltram-se no solo para formação de nascentes e do lençol freático. As águas superficiais escoam para as partes mais baixas do terreno, formando riachos e rios, sendo que as cabeceiras são formadas por riachos que brotam em terrenos íngremes das serras e montanhas. À medida que as águas dos riachos descem, juntam-se a outros riachos, aumentando o volume e formando os primeiros rios, que continuam os seus trajetos recebendo água de outros tributários, formando rios maiores até desaguarem no oceano (Teodoro et al., 2007). A sub-bacia Tâmega estende-se por uma área de aproximadamente 3231 km2, dos quais 2558 km2 são em território Português e 673 km2 em território Espanhol, FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 36 apresentando uma configuração sensivelmente retangular e bastante alongada. A altitude média da bacia é superior a 600 metros devido principalmente aos seus afluentes, alguns com cotas superiores a 1300 metros, apesar do curso principal estar em cotas significativamente mais baixas, tendo o rio Tâmega escavado vales apertados de encostas íngremes (AGRI-PRO AMBIENTE, 2009). Tabela 3.1 - Principais características da Bacia Hidrográfica do rio Tâmega (adaptado de AGRI-PRO AMBIENTE, 2009). Bacia hidrográfica principal Curso de água Área (Km2) Curso de água principal em Portugal Portugal Espanha Total Comprimento Rio Douro Rio Tâmega 2558 673 3231 140,5 O rio Tâmega, afluente da margem direita do Douro, é a quarta maior sub-bacia da bacia hidrográfica do rio Douro em território português. Este é um rio internacional que nasce junto à Serra de S. Mamede, na província de Ourense em Espanha, a uma altitude de 1000 metros, entrando em território português à cota de 375 metros, confluindo na margem direita do Douro, em Entre-os-Rios. Com uma orientação grosseiramente Nordeste-Sudoeste, o rio Tâmega estende-se numa extensão de 164, 5 km, dos quais 140, 5 km são em território Português. Os principais afluentes do rio Tâmega são os rios Ovelha, Olo, Ouro, Louredo, Beça, Terva, Vidago, Cabril e Babul (Espanha) (SNIRH, 2013). 3.4 Relevo De acordo com Baud (1999) o relevo é um dos principais fatores que determina a repartição da precipitação, exercendo também influência acentuada na expressão de outros fatores climáticos, como a temperatura. O relevo de uma bacia hidrográfica e, principalmente, o declive dos seus terrenos, exercem influência direta sobre a velocidade de escoamento superficial, afetando, portanto, o tempo que a água da chuva leva para se concentrar nas linhas de água constituintes da rede de drenagem da bacia. Consequentemente, afeta também a magnitude dos picos das cheias, a maior ou menor probabilidade de infiltração e a susceptibilidade à erosão dos solos, que dependem da rapidez com que ocorre o escoamento sobre os terrenos da bacia (Ferreira R. S., 2007; Silva M. H., 2008). Deste modo, o relevo condiciona a FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 37 distribuição da precipitação, da temperatura e, consequentemente, da evapotranspiração numa bacia hidrográfica (Reis, 2000). Na região da bacia do rio Tâmega predomina um relevo de Degradação, resultante da ação contínua dos processos de denudação sobre as áreas do planalto interior, formando principalmente áreas de relevo de Morros e relevo Montanhoso, com vertentes e declives médios a altos e com amplitudes locais de 100 a 300 metros e superiores a 300 metros, respetivamente. Verificam-se, também, processos de modelação erosiva, que formam os relevos de Morros e de Marrotes, com encostas suavizadas, declives médios a baixos e amplitudes locais de 100 a 300 metros e inferiores a 100 metros, respetivamente. O rio Tâmega apresenta-se bastante encaixado, formando um vale em forma de ―V‖ assimétrico de direção NE-SW, paralelo a uma das famílias de falhas que cortam a região. A vertente direita apresenta um declive mais acentuado que a vertente esquerda devido às inclinações dos planos de xistosidade, diáclases e falhas, o que favorece uma maior erosão da vertente esquerda face à direita (AGRI-PRO AMBIENTE, 2009). As principais condicionantes do relevo na área em estudo são as falhas e fraturas de direção NE-SE e NNE-SSW, uma vez que ao longo destas ocorreram movimentos de elevação e de subsidência durante a era Mesozóica, originando as principais serras e áreas intermediárias onde se instalaram os principais rios (AGRI-PRO AMBIENTE, 2009). Fig.3.4 - Carta hipsométrica do concelho de Mondim de Basto. FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 38 Fig.3.5 - Carta de declives do concelho de Mondim de Basto. De acordo com o mapa hipsométrico do concelho de Mondim de Basto, representado pela figura 3.4, é possível observar que a progressão altimétrica varia, de oeste para este, sendo que a oeste se localizam as áreas com cotas mais baixas (100 metros) e a este as áreas com cotas mais elevadas (1300 metros), como é o caso da Serra do Alvão. Deste modo é possível observar que os valores mais baixos registam-se junto ao rio Tâmega, no quadrante oeste, na freguesia de Mondim de Basto. No concelho de Mondim de Basto sobressai na paisagem o pico do Monte Farinha (Senhora da Graça) (941 metros), que se destaca pela sua forma de cone aparente, com origem numa intrusão granítica. Este monte, que se localiza na freguesia de Vilar de Ferreiros é caracterizado pela sua declividade acentuada, contudo, as classes que assumem os declives mais acentuados localizam-se, maioritariamente, na parte sul do concelho de Mondim de Basto (AGRI-PRO AMBIENTE, 2009). FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 39 Fig.3.6 - Carta hipsométrica do concelho de Celorico de Basto. No concelho de Celorico de Basto, como se pode observar pela figura 3.6, verifica-se que, de uma forma geral, a altitude, como acontece no concelho de Mondim de Basto, vai diminuindo de oeste para este. A altitude máxima existente no concelho é de 851 metros, coincidente com o marco geodésico do Viso. As altitudes mais baixas rondam os 80 metros, localizando-se ao longo do rio Tâmega. 3.5 Caracterização climática O clima exerce sensíveis influências noutros aspetos do ambiente físico. Para além de comandar os processos erosivos e interferir assim no modelado das formas de relevo, a sua ação faz-se sentir nas características dos cursos de água, dos solos, e da vegetação natural (Medeiros, 2009). A região da área de Basto, poderá identificar-se, de acordo com a classificação climática de Thorntwaite, com um clima marítimo, húmido a super húmido, com deficiência moderada de água no verão, o que se deve ao facto do vale do Tâmega se abrir para Sul, escapando um pouco à influência Atlântica. Outro facto de grande FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 40 relevância é a existência de elevações montanhosas, uma vez que a altitude tem como resultado tornar as estações frias mais longas e de temperaturas mais baixas e os períodos quentes mais curtos e de temperaturas mais frescas (DGRF, 2006; Probasto). Muito embora a diversidade de elementos climáticos existentes não permita uma identificação precisa do clima, pode afirmar-se que as terras de Basto se inserem numa área de transição climática, limítrofe do litoral (onde domina a influência Atlântica) revelando-se como principais determinantes físicas as montanhas e os vales abrigados, grandes responsáveis pela diversidade das condições registadas e, ao mesmo tempo, proporcionadores de unidade regional (Probasto). A caracterização climática (temperatura e precipitação) dos concelhos de Mondim de Basto e Celorico de Basto foi realizada com base nos valores das Normais Climatológicas do Instituto Português do Mar e da Atmosfera referentes à estação de Vila Real (período de 1971-2000), devido ao facto de ser a estação meteorológica mais próxima da área em estudo, e a que apresenta maiores semelhanças climáticas com os respetivos concelhos. De acordo com a Carta do Atlas do Ambiente Digital (Instituto do Ambiente), Mondim de Basto, Atei e Canedo de Basto apresentam valores de temperatura média diária do ar que oscila entre os 12,5ºC e os 15ºC. Fig.3.7 - Temperatura média diária do ar (1931 -1960) no concelho de Mondim de Basto e Celorico de Basto. FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 47 bem como o levantamento das principais atividades económicas. Para tal procedeu-se de acordo com os dados provenientes dos últimos censos de população realizados pelo Instituto Nacional de Estatística (INE). Procedeu-se também a uma análise da evolução / variação da população, comparando os valores demográficos atualmente verificados com os valores observados nos demais recenseamentos da população realizados no período compreendido entre 2001 e 2011. Tabela 3.2 - Evolução do volume de população residente entre 2001 e 2011 (INE, 2011). Unidade territorial População residente Variação (%) Densidade populacional 2001 2011 2001 2011 Portugal 10 356 117 10 562 178 1,99 112,4 114,5 NUT I – Continente 9 869 343 10 047 621 1,81 110,9 112,9 NUT II – Norte 3 687 293 3 689 682 0,06 173,3 173,4 NUT III – Tâmega 551 309 550 516 -0,14 209,7 209,4 Mondim de Basto (Concelho) 8 573 7 493 -12,6 49,9 43,6 Atei 1 421 1 352 -4,86 58,4 55,6 Mondim de Basto (Freguesia) 3 473 3 273 -5,76 148,5 139,9 Celorico de Basto (Concelho) 20 466 20 098 -1,80 113,0 111,0 Canedo de Basto 1 028 1 010 -1,75 103,0 101,2 A densidade populacional caracteriza a intensidade do povoamento de uma dada região e é expressa pela relação entre o número de habitantes de uma dada área territorial e a superfície desse território, em número de habitantes por kilómetro quadrado. Contudo deve-se ter-se algum cuidado ao tirar conclusões diretas ao nível do grau de dispersão ou concentração populacional a partir deste indicador, visto que uma população muito concentrada pode possuir uma baixa densidade populacional, ou vice-versa, dado que é tido em conta a área total (Ferreira, 2007). FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 48 Pela análise da tabela relativa à densidade populacional (tabela 3.2), torna-se possível constatar que o concelho de Mondim de Basto apresenta uma densidade populacional inferior ao concelho de Celorico de Basto, contudo, ambos os concelhos evidenciam um processo de perda populacional. Através da análise das dinâmicas demográficas negativas verifica-se que o concelho de Mondim de Basto, em comparação com o concelho de Celorico de Basto, apresenta um aumento acentuado dos índices de envelhecimento. Este cenário deve-se ao fato de Mondim de Basto ser um concelho com características de ruralidade e menor dinâmica urbana e socioeconómica, uma vez que apenas integra 8 freguesias, enquanto Celorico de Basto integra 15. Esta diferenciação relativa entre Mondim de Basto e Celorico de Basto deve-se ainda ao fato de Mondim de Basto ser um concelho mais interior e descentrado de dois eixos de polarização formados por cidades médias: o eixo Vila Real / Chaves e o eixo Amarante / Felgueiras / Fafe / Guimarães / Braga. As deficientes acessibilidades reforçam ainda as características de interioridade dos concelhos da área em estudo, contudo a construção das auto-estradas A4 e A7 são determinantes para a dinamização e recentramento destes concelhos, podendo possibilitar maiores níveis de desenvolvimento (AGRI-PRO AMBIENTE, 2009). 3.8.2 Atividades económicas No que respeita aos setores de atividade económica na região Tâmega, verifica-se que o setor secundário é setor predominante na formação do emprego, seguido do setor terciário e primário. Como podemos observar pela análise da tabela, a população empregada no total da população residente dos concelhos da área em estudo é baixa e inferior à média das respetivas sub-regiões. De acordo com a distribuição da população empregada pelos setores de atividade no concelho de Mondim de Basto observa-se um predomínio do setor terciário social, seguido do setor secundário e do setor terciário económico. Na freguesia de Mondim de Basto predomina o setor terciário social e económico, seguido do setor secundário e do setor primário. Na freguesia de Atei domina o setor secundário, logo depois os setor terciário social e económico e por último o setor primário. Segundo os dados estatísticos do INE (2011) é possível verificar que os ramos de atividade que mais contribuem para a empregabilidade da população do concelho de Mondim de Basto são a construção; o comércio por grosso e a retalho; a reparação de veículos automóveis e motociclos; a administração pública e defesa; segurança social obrigatória e a educação. A agricultura, indústrias transformadoras, restauração, FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 49 alojamento e similares e a indústria extrativa também contribuem significativamente para a empregabilidade da população do concelho (INE,2011). No concelho de Celorico de Basto e na freguesia de Canedo observa-se um predomínio dos setores secundário e terciário (económico e social), contudo, o setor primário continua a desempenhar um papel fundamental no concelho. O maior empregador do concelho pertence ao ramo da construção seguido das indústrias transformadoras. O comércio por grosso e a retalho; a reparação de veículos automóveis e motociclos; a administração pública e defesa; a segurança social obrigatória e a educação são outros dos ramos de atividade que contribuem para a empregabilidade da população Celoricence (INE, 2011). Tabela 3.3 - População ativa e sua distribuição por setor de atividade (INE, 2011). Unidade territorial População (HM) ativa Distribuição da população (HM) empregada por setor de atividade económica 2011 Setor primário Setor secundário Setor terciário (social) Setor terciário (económico) Portugal 4 361 187 133 386 1 154 709 1 254 273 1 818 819 NUT I – Continente 4 150 252 121 055 1 115 357 1 179 316 1 734 524 NUT II – Norte 1 501 883 43 023 533 848 379 768 545 244 NUT III – Tâmega 219 649 5679 108 313 43 745 61 912 Mondim de Basto (Concelho) 2326 209 696 728 693 Atei 440 77 160 106 97 Mondim de Basto (Freguesia) 1162 30 263 439 430 Celorico de Basto (Concelho) 6890 388 2858 1758 1886 Canedo de Basto 318 14 120 78 106 FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 50 3.9 Fontes de poluição O mundo atual enfrenta uma série de problemas de caráter ambiental, sendo a poluição hídrica um dos problemas que mais se tem agravado nas últimas décadas, em virtude do crescimento populacional, do desenvolvimento tecnológico e dos efeitos combinados que estes aspetos acarretam (Wetzel, 1993). De acordo com a DIRECTIVA 2000/60/CE, 2000, a poluição é a introdução direta ou indireta, em resultado da atividade humana, de substâncias ou de calor no ar, na água ou no solo, que possa ser prejudicial para a saúde humana ou para a qualidade dos ecossistemas aquáticos ou dos ecossistemas terrestres diretamente dependentes dos ecossistemas aquáticos, dando origem a prejuízos para bens materiais, ou que prejudique ou interfira com o valor paisagístico/recreativo ou com outras utilizações legítimas do ambiente (DIRECTIVA 2000/60/CE, 2000). A poluição das águas é a degradação causada estritamente pela ação humana (Uieda, et al., 2004), causando uma perturbação capaz de iniciar uma série de reações químicas e biológicas nos ecossistemas aquáticos (Carapeto, 1999). Os problemas de poluição que mais afetam a qualidade da água do rio Tâmega têm origem doméstica, nomeadamente a descarga das águas residuais domésticas sem tratamento prévio, ou sujeitas a níveis de tratamento pouco eficientes, e as escorrências das águas lixiviantes das lixeiras. Para além das fontes de poluição pontual, a utilização de fertilizantes e pesticidas constituem fontes de poluição de caráter difuso a serem consideradas, uma vez que estão associadas a níveis excessivos de azoto e fósforo. Na bacia do rio Tâmega, as aplicações destes nutrientes nas práticas agrícolas são elevadas e apresentam valores na ordem dos 24,3% de fósforo total e 27,5% de azoto total (AGRI-PRO AMBIENTE, 2009). As vias de comunicação rodoviária existentes são outra fonte potencial de contaminação do curso de água, uma vez que os poluentes emitidos pelos veículos sofrem deposição e posterior lavagem, sendo arrastados pelas águas de escorrências. É de referir ainda, que na zona em estudo, na freguesia de Atei, concelho de Mondim de Basto, existe uma suinicultura licenciada e em funcionamento, o que causa grandes impactos nos ecossistemas aquáticos de superfície, uma vez que o material aí produzido é rico em azoto, fósforo, potássio, e o material orgânico apresenta uma elevada carência bioquímica de oxigénio (Merten & Minella, 2002). FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 51 MATERIAL E MÉTODOS FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 52 4. MATERIAL E MÉTODOS 4.1 Locais de amostragem É impossível definir completamente as diretrizes da localização e periodicidade de recolha de amostras de água. Apenas os objetivos do estudo, a complexicidade do meio físico e a existência de focos poluentes podem determinar o número e a localização dos pontos de amostragem (Cortes et al., 1997). Para a obtenção de resultados fidedignos é essencial efetuar-se uma boa amostragem. Para tal deve ter-se em atenção cinco passos diferentes definidos por Fontoura (1985): objetivos, escolha das estações de amostragem, periodicidade, registo de fatores abióticos e, finalmente, a recolha. A seleção dos locais de amostragem foi faseada, sendo inicialmente efetuada uma pré-seleção dos locais de amostragem, com base em informação cartográfica, e tendo em conta as acessibilidades ao rio, para posteriormente ser realizada uma verificação ―in situ‖. Após a verificação em campo dos locais previamente selecionados foram definidos 4 pontos de amostragem tendo sido considerados os seguintes aspetos:  Acessibilidade ao rio;  Condições de referência;  Acesso às margens;  Existência de fontes de poluição. Fig.4.1 - Localização dos 4 pontos de amostragem, distribuídos ao longo do Rio Tâmega. Celorico de Basto Mondim de Basto LA01 LA02 LA03 LA04 FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 53 Seguidamente, apresenta-se uma descrição mais pormenorizada e detalhada de cada um dos locais de amostragem, no sentido de obter uma melhor compreensão dos resultados obtidos para a qualidade da água. 4.1.1 Ponto de amostragem LA01 Fig.4.2 - Localização do ponto de amostragem LA01. Código: LA01 Designação do local: Barca-Atei Coordenadas GPS:  Latitude: 41: 28. 7178 Norte  Longitude: 007: 56. 2415 Oeste Descrição do local: Este ponto de amostragem localiza-se na freguesia de Atei, concelho de Mondim de Basto, e encontra-se a montante de uma exploração suinícola, razão pela qual foi selecionado como ponto de amostragem. LA01 FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 54 Fig.4.3 - Fotografia do ponto de amostragem LA01. 4.1.2 Ponto de amostragem LA02 Fig.4.4 - Localização do ponto de amostragem LA02. LA02 LA03 LA04 Ponto de recolha de água FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 55 Código: LA02 Designação do local: Canedo Coordenadas GPS:  Latitude: 41: 26. 6071 Norte  Longitude: 007: 56. 3266 Oeste Descrição do local: O ponto de amostragem LA02 localiza-se na freguesia de Canedo de Basto, concelho de Celorico de Basto, e encontra-se a jusante do ponto LA01 e a montante dos pontos LA03 e LA04. Este ponto foi selecionado para compreender o impacto provocado pela exploração suinícola, servindo ao mesmo tempo de comparação com o ponto de amostragem que se situa a montante da exploração suinícola. Fig.4.5 - Fotografia do ponto de amostragem LA02. Ponto de recolha de água FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 56 4.1.3 Ponto de amostragem LA03 Fig.4.6 - Localização do ponto de amostragem LA03. Código: LA03 Designação do local: Ponte Coordenadas GPS:  Latitude: 41: 24. 8556 Norte  Longitude: 007: 57. 8822 Oeste Descrição do local: Este ponto de amostragem localiza-se na praia fluvial da ponte de Mondim de Basto e situa-se a jusante dos pontos anteriormente descritos e a montante da Estação de Tratamento de Águas Residuais (ETAR) de Mondim de Basto. LA03 LA04 FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 63 Para cada amostra foram preparadas duas lâminas, sendo estas etiquetadas com data e local de amostragem, nome do curso de água e identificação do técnico. Idealmente, nas amostras preservadas com formaldeído, deveria proceder-se à remoção do fixador, oxidação da matéria orgânica e montagem de preparações definitivas para observação microscópia. Contudo, neste estudo não foi possível executar estas três etapas, uma vez que para a montagem de preparações definitivas era essencial o uso de um meio de montagem de alta refringência (NAPHRAX) e, devido a questões logísticas esse meio não se encontrava disponível na Faculdade. 4.4.4 Identificação taxonómica e quantificação A identificação das amostras de diatomáceas foi realizada num microscópio de inversão Zeiss Axiovert 40C. A identificação taxonómica das diatomáceas presentes nas amostras em estudo foi efetuada até ao limite mais baixo possível, na maioria dos casos até à espécie ou variedade. Em cada preparação fez-se a identificação das valvas de diatomáceas, sendo contadas pelo menos 400 valvas, seguindo as recomendações do protocolo de amostragem e análise para o Fitobentos – Diatomáceas (INAG, 2008). Durante a identificação teve-se o cuidado de percorre toda a lâmina para que sejam observados campos sucessivos ao acaso de forma a evitar a contagem de campos em duplicado. De forma a eliminar erros de identificação foram excluídos das contagens todos os indivíduos que não se encontravam inteiros. 4.4.5 Tratamento de dados Para sumariar os dados obtidos e proceder à sua interpretação calculam-se diferentes índices descritores da comunidade de diatomáceas. Estes índices incluem índices bióticos e índices matemáticos. Sob a designação de índices bióticos incluem-se os índices diatomológicos de saprobia, que refletem o enriquecimento de matéria orgânica biodegradável; os índices tróficos, que refletem o enriquecimento em nutrientes (fósforo e azoto), e os índices multimétricos, que avaliam simultaneamente várias pressões ambientais (Prygiel & Coste, 2000). Entre os índices matemáticos frequentemente utilizados na avaliação da qualidade dos ecossistemas salienta-se o índice de Diversidade de Shannon-Weaver e o índice de equitabilidade de Pielou. Quer os índices bióticos, quer os índices matemáticos fazem uma avaliação aproximada da qualidade da água pelo que os índices bióticos devem ser comparados, com algumas reservas e cuidados, com os de diversidade, porque enquanto os primeiros medem a poluição com base nas reações dos diferentes taxa FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 64 ao meio ambiente, os segundos relevam unicamente alterações na estrutura da comunidade, que pode ou não alterar-se com a poluição (Pereira, 2012). Além dissso, em comparação com os índices de diversidade, os índices bióticos têm a vantagem de ter em conta a composição e adaptabilidade dos taxa (Segnini, 2003). 4.4.5.1 Índice de diversidade e Equitabilidade Saber a diversidade de espécies numa área é fundamental para compreensão da natureza (Melo, 2008), por isso, no estudo biótico de uma comunidade é importante o conhecimento do número de espécies e do número de indivíduos por espécie, sintetizando-se tal conhecimento através do cálculo de índices de diversidade (Washington, 1984). A relação entre o número de taxa e o número de indivíduos em cada taxon designa-se por índice de diversidade de espécies (Odum, 2001). Estes índices combinam dois atributos de uma comunidade: riqueza de espécies, que corresponde ao número de espécies, e a equidade, que traduz a maneira como as abundâncias (número de individuos, biomassa, grau de cobertura) estão distribuídas pelas diferentes espécies da comunidade (Melo, 2008). Desta forma, os índices de diversidade retratam não somente a distribuição das categorias taxonómicas, mas também a importância de cada uma no ecossistema (Branco, 2008). Os índices de diversidade estão dependentes do número de espécies presentes e do número de índivíduos de cada espécie. Quando o índice de diversidade diminui, indica que há competição interespecífica e que o local é menos diversificado, porém, quando há um aumento deste índice, há um indicativo de que o local é bastante diversificado, mesmo que o número de indivíduos seja reduzido (Pereira, 2012). As vantagens dos índices de diversidade são o facto de serem relativamente independentes do esforço amostral, quantitativos e sem dimensão (Metcalfe, 1989; Melo, 2008). No entanto, este índice apresenta algumas desvantagens, tais como: não têm em conta o tipo de organismos presentes e a capacidade dos mesmos se adaptarem às alterações do meio ambiente; muitas vezes são restritos a situações comparativas, e o valor obtido para uma comunidade não permite saber exatamente a natureza da comunidade (Segnini, 2003; Melo, 2008). Os índices de diversidade escolhidos neste trabalho foram o índice de diversidade de Shannon-Wiener (H’) e o índice de equatibilidade de Pielou (E). FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 65 Índice de diversidade de Shannon-Wiener (1949) O índice de diversidade de Shannon-Wiener (H’) é muito utilizado para quantificar a diversidade de espécies em estudos ecológicos e depende basicamente da riqueza de espécies em determinada comunidade e a equatibilidade com que os indivíduos são distribuídos entre as espécies (Begon et al., 1996). O índice pode ser calculado segundo a seguinte fórmula: H’= ∑( ) S= número de espécies (ou de outros grupos sistemáticos); Ni= número de indivíduos do grupo taxonómico i; N= número total de indivíduos; ln= logaritmo natural ou neperiano. Índice de equitabilidade de Pielou O índice de equitabilidade de Pielou (E) deriva do índice de diversidade de Shannon e permite representar a uniformidade da distribuição dos indivíduos entre as espécies existentes, podendo ser quantificado entre 0 e 1 (Pielou, 1966). Este índice determina-se através da seguinte fórmula: E= H’= índice de diversidade de Shannon- Wiener; ln= logaritmo natural ou neperiano; S= número de espécies (ou de outros grupos sistemáticos). 4.4.5.2 Índices bióticos Os índices bióticos têm sido uma importante ferramenta em estudos de monitoramento de condições ecológicas, em geral, considerando a composição taxonómica e a dominância de alguns grupos tolerantes à poluição (Naime & Spilki, 2012). Estes índices reunem informações sobre vários atributos de uma comunidade biológica dentro de um número que reflete o status ecológico da comunidade. Desta forma, um índice biótico leva em consideração a sensibilidade ou tolerância de uma espécie ou grupos de espécies à poluição e designa um valor, sendo que a soma destes valores resulta num índice de poluição para um determinado local (Flores-Lopes et al., 2010). Chandler (1970) demonstrou que a presença de uma espécie indicadora não prova a existência de poluição, já que estas espécies também se podem encontrar em águas FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 66 limpas. O que se verifica é que, geralmente, em rios limpos a fauna é mais diversifica, sendo a percentagem (ou número total) de efetivos de cada espécie baixa e semelhante. Pelo contrário, em locais poluídos a diversidade diminui, tornando-se as espécies tolerantes dominantes (Cortes & Monzón, 1991). Estes índices foram desenvolvidos principalmente para avaliar a contaminação orgânica, estando limitados a uma determinada área geográfica (Washington, 1984). Segundo Chadwick e Canon (1984), os índices bióticos dão melhores resultados em caso de poluição orgânica e isso deve-se ao fato de a tolerância das espécies a este tipo de poluição ser relativamente melhor conhecida e de estes índices terem sido desenvolvidos para este tipo de poluição (Teles, 1991). Os índices bióticos complementam e melhoram a informação dos parâmetros físicoquímicos tradicionais da água e dos indicadores hidromorfológicos, incluindo os indicadores estruturais das margens, sendo por isso, considerados bons instrumentos de controlo dos ecossistemas aquáticos. Comparados com os métodos físicoquímicos, os índices bióticos são bons integradores pois disponibilizam informação sobre a qualidade da água ao longo de um período temporal extenso (Ordeix et al., 2012). No entanto, estes índices apresentam a limitação de não permitirem identificar claramente os agentes contaminantes da água (Ordeix et al., 2012). Neste trabalho, devido a dificuldades logísticas e técnicas não foi possível calcular os índices bióticos. 4.5 Análise dos dados 4.5.1 Análise gráfica De maneira a evidenciar a variação espaço-temporal dos parâmetros analisados, e tendo em conta os objetivos pretendidos, recorreu-se a diferentes tipos de representações gráficas utilizando o Programa Microsoft Excel 2007. Assim, para representação dos parâmetros físico-químicos foram elaborados gráficos de linhas. 4.5.2 Análise estatística Para avaliar se os parâmetros físico-químicos são significamente diferentes entre os locais de amostragem, as médias foram comparadas através de uma análise de variância bi-factorial (ANOVA) sem replicação. As diferenças foram consideradas significativas a P≤0,05. FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 67 A variação espacial dos parâmetros foi visualizada em Tukey BoxPlots. O boxplot é um gráfico que permite facilmente interpretar a localização e dispersão de um conjunto de dados, isto é, possibilita representar a distribuição de um conjunto de dados com base em alguns dos seus parâmetros descritivos, tais como: a mediana, o quartil inferior (Q1), o quartil superior (Q3) e o intervalo interquartil (IQR = Q3 - Q1). O boxplot é constituído por uma caixa atravessada usando um eixo com uma escala de valores, em que o fundo da caixa é marcado na escala de valores do primeiro quartil (Q1), e o topo da caixa marcado na altura do terceiro quartil (Q3). Assim, a amplitude da caixa é, portanto o intervalo interquartil (IQR). Na altura da mediana é traçada uma linha dentro da caixa. O boxplot é um gráfico proposto para a detecção de valores discrepantes (outliers), que são aqueles valores muito diferentes dos conjuntos de dados, e que são representados por um círculo. Para análise multivariada da variação dos parâmetros físico-químicos efectuou-se uma análise dos componentes principais. Este método permite interpretar a estrutura de um conjunto de dados multivariados a partir das respectivas matrizes de variânciascovariâncias ou de correlações entre os parâmetros considerados (Bernardi et al., 2009). A análise de componentes principais possibilita investigações com um grande número de dados disponíveis, possibilitando ainda, a identificação das medidas responsáveis pelas maiores variações entre os resultados, sem perdas significativas de informações (Vicini, 2005). Além disso, a análise de componentes principais possibilita a ordenação e a identificação dos parâmetros responsáveis pelas maiores variações entre os resultados, permitindo transformar um conjunto de variáveis originais inter-correlacionadas num novo conjunto de variáveis não correlacionadas, as componentes principais (Rodrigues & Branco, 2006). O objectivo desta análise é verificar se existe um pequeno número das primeiras componentes principais que seja responsável por explicar uma proporção elevada da variação total associada ao conjunto original (Rodrigues & Branco, 2006). Desta maneira, a ideia central desta análise baseia-se na redução do conjunto de dados a ser analisada, principalmente quando os dados são constituídos por um grande número de variáveis interrelacionadas (Vicini, 2005). O cálculo das componentes principais é efetuado por ordem decrescente de importância, isto é, a primeira componente principal explica o máximo possível da variância da matriz de dados original, a segunda explica o máximo possível da variância ainda não explicada, e assim sucessivamente (Jesus, 2001). A variância explicada por cada componente principal, ou eixo de ordenação, é dada pelos valores próprios da matriz de dispersão permitindo, assim, definir um espaço de FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 68 dimensões reduzidas (duas ou três dimensões), para ordenar as amostras de modo a maximizar a sua variância. A interpretação da ordenação das amostras é feita recorrendo à análise das correlações de cada variável original com as componentes principais que definem o espaço de ordenação das amostras (Jesus, 2001). Todas as análises realizadas foram efetuadas no programa STATISTICA 11. FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 69 RESULTADOS E DISCUSSÃO FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 70 5. RESULTADOS E DISCUSSÃO 5.1 Parâmetros físico-químicos 5.1.1 Temperatura do ar e da água A temperatura é um dos padrões, ou características organolépticas, de qualidade das águas, atrelada à sensibilidade dos organismos vivos, que tornam uma água atraente ou não para o consumo, sendo, portanto, um dos factores físicos mais expressivos a ser determinado (Ramalho, 1977). A temperatura 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), influenciando a distribuição, reprodução, crescimento e desenvolvimento de organismos aquáticos (Fantin-Cruz et al., 2010). Além disso, juntamente com a luz, humidade e marés a temperatura tem um papel importante na determinação de muitos ritmos sazonais que caracterizam os ecossistemas aquáticos, nomeadamente as actividades estacionais e diárias das plantas e dos animais (Odum, 1997). A temperatura dos cursos de água varia muito mais rapidamente do que a dos lagos, lagoas ou albufeiras, embora a sua amplitude esteja compreendida dentro de limites mais estreitos. Nas águas correntes, as variações de temperatura acompanham as do ar, mas a sua amplitude é menor, o que significa que a temperatura dos rios varia mais (Odum, 1997; Dajoz, 2005). No entanto, qualquer que seja o meio aquático considerado, existe um ciclo diário de temperatura e um ciclo sazonal que condicionam largamente a vida aquática (Cortes et al., 1997; Odum, 1997). Branco (1986) destacou a temperatura como um importante fator ecológico, tanto pela influência direta que pode exercer sobre os vários tipos de organismos como pela relação existente eles e o teor de gases dissolvidos na água (Branco, 2008), principalmente o oxigénio e o dióxido de carbono (Conte & Leopoldo, 2001). De forma indirecta, a temperatura, uma vez que condiciona a precipitação, pode ser responsável pelo aumento do caudal superficial do rio, podendo fomentar os processos de autodepuração natural, levando a um menor grau de poluição (Cortes et al., 2002). Para os autores Costa et al., (2004), a temperatura da água atua controlando a distribuição e reprodução de diferentes espécies de fitoplâncton, influenciando indiretamente a produção, através dos seus efeitos sobre o movimento e mistura das águas e também no aporte de nutrientes para os níveis eufóticos (Branco, 2008). FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 71 Fig.5.1 - Variação espácio-temporal da temperatura do ar (ºC). Pela análise da figura 5.1 referente à temperatura do ar é possível verificar que, no conjunto dos locais de amostragem, existe uma evidente flutuação sazonal, registando-se uma diminuição dos valores de temperatura de outubro a dezembro, e um aumento a partir desse mês até fevereiro. De fevereiro para março registou-se uma pequena descida da temperatura, o que poderá ser explicado por uma massa de ar frio que atravessou o país. A partir de março os valores da temperatura do ar voltaram a sofrer um aumento. Como seria de esperar, em todos os locais de amostragem, os valores de temperatura do ar mais elevados verificam-se no final da primavera e verão (junho e julho), oscilando entre os 23ºC e os 29,5ºC. Os valores mais baixos foram registados nos meses correspondentes ao final do outonio e inverno ( novembro, dezembro, janeiro, fevereiro e março), oscilando entre os 10,7 ºC e os 15,3ºC. As diferenças encontradas entre os locais de amostragem, tendo em conta a temperatura do ar, não foram estatisticamente significativas (p-value=0,974167), o que seria de esperar, pois a altitude dos diferentes locais não é muito variável. Em relação às medianas e distribuição, pode-se concluir que os locais de amostragem apresentaram valores muito semelhantes. O valor mais alto foi registado em julho (29,5ºC) nos locais LA03 e LA04, e o valor mais baixo foi registado nestes mesmos locais, no mês de Dezembro (10,7ºC) (Fig.5.2). 0 5 10 15 20 25 30 35 Temperatura do ar (ºC) LA01 LA02 LA03 LA04 FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 72 LA01 LA02 LA03 LA04 Locais de amostragem 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 Temperatura do ar (ºC) Fig.5.2 - Variação espacial da temperatura do ar (ºC). Fig.5.3 - Variação espácio-temporal da temperatura da água (ºC). 0 5 10 15 20 25 30 Temperatura da água (ºC) LA01 LA02 LA03 LA04 FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 79 LA01 LA02 LA03 LA04 Locais de amostragem 0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 24 26 28 Sólidos Suspensos Totais (mg/l) Fig.5.8 - Variação espacial dos sólidos suspensos totais (mg/l). As diferenças encontradas entre os locais de amostragem, tendo em conta o teor de sólidos suspensos totais, não foram estatisticamente significativas (p-value= 0,737537). Em relação à mediana e à distribuição dos valores obtidos verifica-se que foram muito semelhantes em todos os locais de amostragem. Os valores mais elevados ocorreram no mês de novembro nos pontos de amostragem LA02, LA03 e LA04, oscilando entre os 30 mg/l e os 60 mg/l. Neste mês observa-se um aumento dos teores de SST entre os locais LA01, LA02 e LA03, ou seja, verificase um aumento dos teores de montante para jusante, o que pressupõe que ao longo do rio ocorrem entradas contínuas de SST, que podem ser devidas ao desgaste das rochas por processos de intemperismo e, ainda, aos altos índices pluviométricos registados ao longo do estudo. A descarga de efluentes urbanos e/ou industriais aparentemente não tratados é outra das razões que pode ter provocado um aumento dos teores deste parâmetro no mês de Novembro, uma vez que nesta altura do ano, ocorreu também um aumento dos valores de condutividade. Do local LA03 para o local LA04 verificou-se uma diminuição dos valores de SST. Os valores mais baixos registaram-se entre janeiro e maio, com valores a oscilar entre os 0 mg/l e os 10 mg/l. FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 80 De acordo com a classificação dos cursos de água superficiais segundo as suas características de qualidade para usos múltiplos, normalizada pelo INAG (2004) (anexos; tabela III), a maioria dos locais amostrados apresenta valores de SST compreendidos na gama de valores encontrados num curso de água com qualidade excelente (classe A). Exceptuam-se os locais LA02, LA03 e LA04 que no mês de novembro apresentavam teores de SST inseridos na gama de valores encontrados nos cursos de água com boa (classe B), má (classe D) e razoável (classe C) qualidade, respectivamente. O local LA04 no mês de julho registou, também, valores encontrados em cursos de água com qualidade boa (classe B). Segundo a tabela do anexos do Decreto-Lei n.º 236/98, relativo à qualidade das águas superficiais (anexos; tabela II), a maioria dos locais de amostragem apresentavam valores de SST dentro dos limites do valor máximo recomendado (25mg/l). Exceptuam-se os locais LA02 e LA03, que no mês de Novembro ultrapassaram esses limites, assim como o local LA04 cujo teores de SST ultrapassavam os valores máximos recomendados para este parâmetro durante os meses de Novembro e julho. 5.1.4 Condutividade A condutividade é uma medida que mostra a capacidade de uma solução aquosa para transportar a corrente elétrica, ou seja, mede a capacidade duma amostra de água de conduzir a corrente elétrica (Apha, 1992)(Cortes et al., 1997). O seu valor depende da da concentração de iões dissolvidos na água (Cortes et al., 1997), sendo aproximadamente proporcional à sua quantidade (Heller, et al., 2006). Depende ainda, da temperatura da água, ou mais especificamente, do teor em iões, suas valências e respetiva mobilidade, aumentando esta com a mobilidade (Heller, et al., 2006). Este parâmetro não discrimina quais os iões presentes na água, mas é um indicador importante de possíveis fontes poluidoras (Zuin et al., 2009), uma vez que fornece indicações do grau de mineralização da água e das variações nas concentrações de minerais dissolvidos (Parron et al., 2011). A origem desses sais é diversa, e tanto pode resultar de processos de lixiviação dos solos, como pode provir de efluentes e resíduos agrícolas e/ou industriais (Mendes & Oliveira, 2004). Segundo Formigo (1997), a condutividade cresce progressivamente de montante para jusante dos cursos de água, sendo as diferenças tanto mais significativas quanto mais fraca for a mineralização inicial (Rodrigues C.M.M., 2010). Em águas com maiores concentrações de sais, a condutividade elétrica será maior, por outro lado, em águas puras, a condutividade será menor (Mardini, et al., 2000). Na FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 81 maioria das águas piscícolas, os valores de condutividade variam entre 150 e 450 µS/cm (AGRI-PRO AMBIENTE, 2009). Fig.5.9 - Variação espácio-temporal da condutividade (µS/cm). Pela análise da figura 5.9 pode referir-se que, no local LA01, os valores de condutividade mantiveram-se constantes desde Outubro até Dezembro, enquanto no local LA02 ocorreu um aumento dos valores de condutividade. De outubro a dezembro, nos pontos de amostragem LA03 e LA04 verificaram-se, respetivamente, diminuições e aumentos dos valores de condutividade, registando-se o inverso entre os meses de novembro e dezembro. Em todos os locais de amostragem registaramse, de dezembro a janeiro dimininuições nos valores da condutividade, seguido de um aumento entre janeiro e fevereiro. De fevereiro a abril, e de abril a julho registaram-se, diminuições e aumentos, respetivamente, dos valores de condutividade em todos os pontos de amostragem. A diminuição dos valores da condutividade no inverno poderá ser explicada pelo elevado caudal do rio nestes meses, o que provoca uma maior diluição da concentração de iões dissolvidos, que contribui para a redução da condutividade. Por sua vez, o aumento dos valores de condutividade no final da primavera deve-se 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. As diferenças encontradas entre os locais de amostragem, tendo em conta os valores da condutividade, não foram estatisticamente significativas (p-value= 0,966535). O valor mais elevado foi registado no local LA04, no mês de julho (60 µS/cm). Os valores mais baixos foram registados em todos os locais de amostragem no mês de janeiro, março e abril (0 µS/cm). 0 10 20 30 40 50 60 70 Condutividade (µS/cm) LA01 LA02 LA03 LA04 FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 82 LA01 LA02 LA03 LA04 Locais de amostragem 5 10 15 20 25 30 35 40 Condutividade (µs/cm) Fig.5.10 - Variação espacial da condutividade (µS/cm). A análise espacial da figura 5.10 permite verificar que se registou um pequeno aumento dos valores de condutividade de montante para jusante, em todos os pontos de amostragem. O aumento da condutividade no ponto LA04 deve-se, provavelmente, à descarga de efluentes de origem doméstica aparentemente não tratados, provenientes da ETAR de Mondim de Basto, que se situa a montante do ponto LA04. Esses efluentes contêm uma elevada quantiudade de matéria orgânica, que contribui para a entrada, nos corpos de água, de espécies iónicas, aumentando assim, a condutividade. Neste mês verificou-se, também, uma diminuição do caudal do rio e um aumento da temperatura do ar, o que levou a um aumento dos valores de condutividade. De acordo com a classificação das águas segundo a sua condutividade proposta por Nisbet & Verneaux (1970) (anexos; tabela VI), a maior parte dos valores obtidos encontra-se na classe 2 (mineralização muito fraca), o que está de acordo com o tipo de substrato do rio, que é constituído maioritariamente por xistos e granitos. No entanto, no mês de fevereiro, nos pontos de amostragem LA01, LA02 e LA04, e no FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 83 mês de maio, nos pontos LA01, LA03 e LA04, foram registados valores de condutividade pertencentes à classe 1 (mineralizaçõ extremamente fraca). No mês de novembro, no ponto LA04, e no mês de julho, em todos os pontos de amostragem foram registados valores pertencentes à classe 3 (mineralização fraca). Segundo a classificação dos cursos de água superficiais de acordo com as suas características de qualidade para usos múltiplos, proposta pelo INAG, 2004 (anexos; tabela III), os locais de amostragem são classificados como massas de água pertencentes à classe A, isto é, apresentam uma qualidade da água excelente, pois apresentam valores de condutividade inferiores a 750 µS/cm. Contudo, devemos ter em atenção, que os valores apresentados nesta tabela são apresentados para uma temperatura de referência de 20ºC. 5.1.5 Oxigénio dissolvido De entre os gases dissolvidos na água, o oxigénio é um dos mais importantes na dinâmica e caracterização de ecossistemas aquáticos (Esteves, 1998; Mardini & Mardini, 2000), uma vez que é essencial a todas as formas de vida aquática, incluindo os organismos responsáveis pelos processos de depuração em águas naturais (Heller, et al., 2006). Dada a sua reatividade, química e biológica, as interferências que exerce nos organismos aquáticos e as inter-relações que mantém com o conjunto dos processos metabólicos que aí decorrem, a fração dissolvida na água é um fator determinante da sua qualidade e dos processos físicos, químicos e biológicos que nela se desenrolam (Mendes & Oliveira, 2004). Assim, o teor em oxigénio dissolvido é de importância vital para todos os organismos aquáticos, uma vez que dependem deste para a respiração, assim como para a estabilização de materiais orgânicos biodegradáveis pela atividade das bactérias aeróbicas (Cortes et al., 1997). O oxigénio da água provém essencialmente de duas fontes: por difusão da atmosfera e pela atividade fotossintética das plantas aquáticas (Cortes et al., 1997; Odum E. , 1997; Esteves, 1998)). A solubilidade do oxigénio na água, como de todos os gases, depende de dois fatores principais: temperatura e pressão (Esteves, 1998). Assim, com a elevação da temperatura e diminuição da pressão, ocorre redução e solubilidade de oxigénio na água (Esteves, 1998), ou seja, a solubilidade do oxigénio decresce conforme a temperatura e a salinidade aumentam (Heller, et al., 2006). As variações de oxigénio dissolvido podem ocorrer sazonalmente ou, mesmo num período de 24 horas, em relação à temperatura e à atividade biológica (respiração e fotossíntese), uma vez que FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 84 a respiração biológica, incluindo aquela relacionada com os processos de decomposição, reduz as concentrações de oxigénio dissolvido (Heller, et al., 2006). O teor em oxigénio dissolvido de uma água varia consoante a origem desta e as influências que sofre ao longo do seu percurso, pelo que as águas superficiais não poluídas podem conter quantidades apreciáveis de oxigénio, muitas vezes em condições de sobre-saturação (Ferreira, 2007). O seu teor varia com a temperatura, salinidade, turbulência, atividade fotossintética de algas e plantas e com a pressão atmosférica (Heller, et al., 2006). Assim, 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 à morte excessiva de peixes (Heller, et al., 2006). Deste modo, a determinação das concentrações de oxigénio dissolvido é uma etapa fundamental da verificação da qualidade da água, uma vez que o oxigénio é envolvido, ou influencia, quase todos os processos biológicos e químicos que ocorrem nos corpos de água (Heller, et al., 2006). Fig.5.11 - Variação espácio-temporal do oxigénio dissolvido (mg/l). Através da análise da figura 5.11 é possível verificar que os valores de oxigénio dissolvido sofreram, no conjunto dos locais de amostragem, oscilações idênticas. Em todos os locais de amostragem, ocorreu uma diminuição dos valores deste parâmetro de outubro a novembro e um aumento de novembro a dezembro. De dezembro a fevereiro ocorreu uma diminuição dos valores de oxigénio dissolvido, de fevereiro a junho ocorreu novamente um aumento dos valores e, de junho a julho registou-se uma nova diminuição. Os valores mais elevados de oxigénio dissolvido registaram-se no fim da primavera, início do verão (maio e junho), e os valores mais baixos registaram- 0 2 4 6 8 10 12 Oxigénio dissolvido (mg/l) LA01 LA02 LA03 LA04 FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 85 se no inverno (fevereiro), o que não era de esperar. Segundo Clesceri et al., 1999 pode ocorrer um decréscimo no oxigénio dissolvido das águas superficiais quando há um aumento da temperatura das águas (Parron et al., 2011), portanto, eram esperados valores mais elevados de oxigénio dissolvido no inverno, enquanto os valores mais baixos eram esperarados no verão. Neste caso, os valores mais baixos ocorreram no inverno, 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. LA01 LA02 LA03 LA04 Locais de amostragem 5,0 5,5 6,0 6,5 7,0 7,5 8,0 8,5 9,0 Oxigénio Dissolvido (mg/l) Fig.5.12 - Variação espacial do oxigénio dissolvido (mg/l). As diferenças entre os locais de amostragem, tendo em conta os valores de oxigénio dissolvido, não foram estatisticamente significativos (p-value= 0,999926). O valor mais elevado foi registado no mês de janeiro, no local de amostragem LA02 (9,88 mg/l), o que se deveu, provavelmente, ao aumento do caudal do rio. O valor mais baixo foi registado no mês de fevereiro, no local LA01 (2,68 mg/l), o que pode ser explicado pelas elevadas quantidades de matéria orgânica introduzida nos cursos de água , por meio de efluentes domésticos ou industriais aparentemente não tratados ou sujeitos a FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 86 níveis de tratamento pouco eficientes, causando um aumento da população de microrganismos. Os valores obtidos na maioria dos locais amostrados encontram-se dentro dos limiares máximos para os parâmetros físico-químicos gerais para o estabelecimento do ―bom‖ estado ecológico em rios do agrupamento Norte. Apenas em janeiro e fevereiro, nos locais LA01 e LA02, e em fevereiro nos locais LA03 e LA04 os valores obtidos não se encontravam dentro destes limites (anexos; tabela IV). 5.1.6 Azoto O azoto é um dos elementos mais importantes no metabolismo de ecossistemas aquáticos, devido, principalmente, à sua participação na formação de proteínas (Esteves, 1998). Este elemento é um dos principais nutrientes que, juntamente com o fósforo, podem causar a eutrofização dos ecossistemas aquáticos, e consequentemente o crescimento acelerado de algas e plantas aquáticas, perturbando o equilíbrio biológico e a qualidade da água em causa (Dokulil, et al., 2011). As principais fontes de azoto são: (a) precipitação, (b) fixação de azoto na água e nos sedimentos, (c) decomposição de matéria orgânica em meio aeróbio e (d) entradas provenientes da drenagem superficial e subterrânea (Wetzel, 1993; Cortes et al., 1997;Esteves, 1998). O azoto pode apresentar-se no meio aquático sob várias formas: azoto molecular dissolvido (N2); azoto amoniacal (NH4+ ou NH3); nitritos (NO2-); nitratos (NO3-) e azoto orgânico, constituído essencialmente por aminoácidos, nitrosaminas, nucleótidos, proteínas, compostos húmicos, péptidos, entre outros (Cortes et al., 1997). Em caso de poluição mais remota, os nitratos e nitritos apresentam concentrações maiores, sendo estas formas menos tóxicas que o azoto amoniacal (Branco, 2008). De entre as diferentes formas,o nitrato, juntamente com o ião amónio, assumem grande importância nos ecossistemas aquáticos, uma vez que representam as principais fontes de azoto para os produtores primários (Esteves, 1998). 5.1.6.1 Nitratos O nitrato é uma das formas mais oxidada de azoto e, constitui, juntamente com os ortofosfatos, os compostos mais importantes para o crescimento de macrófitos aquáticos e algas (Nisbet & Verneaux, 1970; Cortes et al., 1997). O ião nitrato ocorre cummente em águas naturais provenientes de rochas ígneas, de áreas de drenagem e da decomposição da matéria orgânica, contudo, a sua concentração pode ser aumentada através de despejos industriais e esgotos FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 87 domésticos, ou ainda através do uso de fertelizantes a partir de nitrato inorgânico (Heller, et al., 2006). Os nitratos participam nos fenómenos de eutrofização e, em períodos de baixa oxigenação, podem desempenhar o papel de dadores de oxigénio, evitando a anaerobiose (AGRI-PRO AMBIENTE, 2009). Em águas naturais não poluídas, a taxa de nitratos varia de acordo com a estação do ano e a origem da água, podendo variar de 1 a 15 mg/L, sendo que uma concentração de 2 a 3 mg/L é bastante normal (Nisbet & Verneaux, 1970). Fig.5.13 - Variação espácio-temporal do valor de nitratos (mg/l). Pela análise da figura 5.13 relativa aos valores de nitratos é possível verificar que, no conjunto dos pontos de amostragem, registou-se um aumento dos teores de nitratos de outubro a novembro, e uma diminuição de novembro a dezembro. De dezembro a janeiro registou-se um aumento dos valores de nitratos, excepto no ponto de amostragem LA04, cujo valor se manteve constante. Entre janeiro e fevereiro registouse uma diminuição dos teores de nitratos, com excepção para o ponto de amostragem LA03, cujo valor se manteve constante. Nos pontos de amostragem LA01 e LA04, entre março e maio não se registou a presença de nitratos, entre maio e junho ocorreu um aumento dos teores de nitratos e uma diminuição entre junho e julho, sendo que no ponto de amostragem LA04, não se registou a presença de nitratos no mês de julho. Nos pontos de amostragem LA02 e LA03 registou-se um decréscimo dos teores de nitratos entre fevereiro e julho, sendo que entre abril e julho não se registou a presença de nitratos na água. Os valores mais elevados de nitratos registaram-se no outono e inverno (novembro, dezembro e janeiro), com oscilações entre os 3,54 mg/l e os 8,42 mg/l, e os valores mais baixos registaram-se na primavera, oscilando entre os 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 Nitratos (mg/l) LA01 LA02 LA03 LA04 FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 88 0,00 mg/l e os 3,99 mg/l. As concentrações mais elevadas de nitratos podem estar associadas a zonas agrícolas adjacentes, o que faz com os fertilizantes utilizados nas atividades agrícolas sejam conduzidos para o rio através de processos de lixiviação. Os efluentes domésticos e industriais não tratados ou sujeitos a níveis de tratamento muito baixos contribuem, igualmente, para a contaminação das águas subterrâneas e superficiais. LA01 LA02 LA03 LA04 Locais de amostragem 0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0 4,5 5,0 Nitratos (mg/l) Fig.5.14 - Variação espacial dos teores de nitratos (mg/l). As diferenças encontradas entre os locais de amostragem não foram estatisticamente significativas (p-value=0,997042). O valor mais elevado de nitratos foi registados no mês de novembro, no ponto de amostragem LA04 (8,42 mg/l), tendo o valor mais baixo (0,00 mg/l) sido registado no mês de março nos pontos de amostragem LA01 e LA04, nos meses de abril e maio em todos os pontos de amostragem, e no mês de junho nos pontos LA02 e LA03 em julho nos pontos de amostragem LA02, LA03 e LA04. De acordo com a tabela de classificação da qualidade das águas doces superficiais destinadas à produção de água para consumo humano, definida pelo Decreto-lei n.º FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 95 LA01 LA02 LA03 LA04 Locais de amostragem -2 -1 0 1 2 3 4 5 6 7 Ortofosfatos (mg/l) Fig.5.20 - Variação espacial dos ortofosfatos (mg/l). As diferenças encontradas entre os locais de amostragem, tendo em conta os teores de ortofosfatos, não foram estatisticamente significativas (p-value=0,24152). O valor de ortofosfatos mais elevado foi registado no mês de Julho, no local de amostragem LA01 (15,73 mg/l), enquanto o valor mais baixo foi registado no local LA04, nos meses de março e Junho (0,03 mg/l). O aumento da concentração de ortofosfatos verificada no mês de julho no local LA01 pode ser explicado pelas escorrências dos terrenos agrícolas localizados na margem do rio Tâmega. Pela análise espacial da figura 5.21 verifica-se uma diminuição dos teores de ortofosfatos do local LA01 para o local LA02, um aumento do local LA02 para o local LA03 e uma nova diminuição do local LA03 para o local LA04. De acordo com a classificação de Nisbet & Verneaux (1970) segundo o teor de ortofosfatos, os valores obtidos na maioria dos locais de amostragem encontram-se na classe 1 (águas muito pouco produtivas), com excepção dos locais LA01 e LA03, nos meses de Julho e Novembro, respectivamente, que obtiveram valores que se encontravam na classe 2 (águas pouco produtivas) (anexos; tabela IX). FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 96 5.1.8 Carência Bioquímica de Oxigénio A carência bioquímica de oxigénio é definida como a quantidade de oxigénio necessária para oxidar a matéria orgânica degradada pela ação de bactérias, sob condições aeróbicas controladas (período de cinco dias a 20º C) (Rocha et al., 2009), isto é, expressa a quantidade de oxigénio consumida durante a degradação da matéria orgânica por microorganismos (Rosa et al., 2012). Teoricamente a carência bioquímica de oxigénio é proporcional ao teor de matéria orgânica biodegradável e, em certa medida, à quantidade de organismos vivos que asseguram a depuração natural da água (auto-depuração) (Nisbet & Verneaux, 1970). Em cursos de água não poluídos a CBO5 é geralmente inferior a 3mg/L (AGRI-PRO AMBIENTE, 2009). De acordo com Fontoura (1989), a poluição começa a fazer sentir os seus efeitos com alguma gravidade para valores superiores a 9 mg/l (Rodrigues. C.M.M, 2010). Fig.5.21 - Variação espácio-temporal da carência bioquímica de oxigénio (mg/l). Através da análise da figura 5.21 é possível verificar que, nos pontos de amostragem LA03 e La04, entre novembro e janeiro ocorreu um aumento nos valores de CBO5, seguida de um decréscimo até março. Em maio, os valores de CBO5, voltaram a sofrer um aumento, contudo de maio a julho sofreram um novo decréscimo. No ponto de amostragem LA01 registou-se um decréscimo dos valores de CBO5, seguido de um aumento entre dezembro e janeiro. No ponto de amostragem LA02 registou-se um aumento dos valores de CBO5, até janeiro. Entre janeiro e março, nos pontos de amostragem LA01 e LA02 ocorreu um decréscimo dos valores de CBO5, seguido de um aumento no mês de maio. Entre maio e junho e junho e julho, para ambos os pontos, ocorreu um decréscimo e um aumento dos valores de CBO5, respetivamente. 0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 Carência Bioquímica de Oxigénio (mg/l) LA01 LA02 LA03 LA04 FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 97 LA01 LA02 LA03 LA04 Locais de amostragem 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 1,4 1,6 1,8 2,0 2,2 Carência Bioquímica de Oxigénio (mg/l) Fig.5.22 - Variação espacial da carência bioquímica de oxigénio (mg/l). As diferenças encontradas entre os locais de amostragem, tendo em conta a carência bioquímica de oxigénio não foram estatisticamente significativas (p-value=0,992722). O valor mais alto de CBO5 foi registado no ponto LA03, no mês de janeiro (4,28 mg/l), enquanto o valor mais baixo foi registado no local LA04, no mês de Novembro. A análise da variação espacial da figura 5.23 sugere um aumento dos teores de CBO5 do ponto LA01 para o ponto LA02 e uma diminuição dos teores de CBO5 do ponto LA02 para os pontos LA03 e LA04. Isto significa que, do ponto LA01 para o ponto LA02 o rio não teve capacidade de diluição, contudo a partir do local LA02 já se verificou uma diminuição da matéria orgânica em decomposição. De acordo com a tabela de classificação do anexos do Decreto-Lei n.º 236/98, de 1 de Agosto, relativo à qualidade das águas superficiais destinadas à produção de água para consumo humano da classe A1, todos os valores obtidos, com excepção no mês de janeiro, apresentavam valores dentro do valor máximo recomendado (3 mg/l) (anexos; tabela II). Segundo a tabela de classificação dos cursos de água superficiais de acordo com as suas características de qualidade para usos múltiplos, normalizada pelo INAG (2004) FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 98 (anexos; tabela III), os valores de CBO5 dos pontos amostrados, de maneira geral, encontram-se dentro dos limites das águas da classe A, isto é, apresentam uma qualidade excelente. No mês de janeiro, todos os pontos de amostragem apresentavam valores superiores, pertencendo à classe B, ou seja, água com boa qualidade. A tabela de classificação de Nisbet & Verneaux (1970) (anexos; tabela X), indica que a maioria dos locais de amostragem encontram-se inseridos na classe 1 (normal), pois apresentam valores de CBO5 inferiores a 1 mg/l. No entanto, no local LA01, em julho, no local LA02, em maio e julho, e no local LA04, em maio e junho, os valores obtidos encontravam-se na classe 2 (aceitável). Em todos os locais de amostragem, no mês de janeiro, os valores obtidos encontravam-se na classe 3 (duvidosa). 5.2 Análise estatística dos parâmetros físico-químicos Fig.5.23 - Representação das correlações dos vários parâmetros físico-químicos. FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 99 Pela análise da figura 5.23 verificar-se que foi possível reduzir a informação contida em dez variáveis para duas, mantendo 60.05% da informação contida nas dez variáveis originais. Este gráfico mostra também que existem dois gradientes, o mais forte (associado ao eixo dos xx) mostra que a temperatura (da água e do ar) e o oxigénio variam da mesma forma entre si, variando de forma inversa com o pH e os nitratos, e o segundo gradiente (associado ao eixo dos yy), mostra que o CBO varia de forma inversa com os fosfatos, a condutividade, a amónia e os SST. Pode-se ainda realçar que existe uma relação positiva entre o oxigénio e a temperatura, provavelmente devido à fotossíntese. Fig.5.24 - Representação da correlação dos locais amostrados. Através da análise da figura 5.24, verifica-se a existência de dois grupos principais de locais e um grupo de transição. O grupo maior corresponde aos meses mais frios (Novembro, Dezembro, Janeiro, Fevereiro e Março), e o segundo grupo corresponde aos meses mais quentes (Maio, Junho e Julho). O grupo de transição corresponde aos meses mais quentes para o ponto LA01. Deste modo é possível concluir que a variação temporal dos vários parâmetros é muito mais relevante do que a variação espacial, sendo o ponto LA01 o que apresenta menos diferenças ao longo do ano. FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 100 5.3 Comunidade de Fitobentos – Diatomáceas 5.3.1 Composição taxonómica Neste trabalho foram analisadas um total de 4 amostras pertencentes ao local LA01 para o estudo das comunidades de diatomáceas perifíticas. Foram identificados 36 taxa distribuídos por 22 géneros, como se pode observar na tabela 5.1. Tabela 5.1 - Lista de géneros observados com indicação do número de indivíduos observados e percentagem representativa no total das amostras. Género Total de indivíduos observados Abundância relativa (%) Achnanthes 1 0,09 Anomoeoneis 21 1,81 Ceratoneis 43 3,70 Cocconeis 3 0,26 Cymatopleura 10 0,86 Cymbella 211 18,16 Denticula 4 0,34 Diatoma 84 7,23 Ephitemia 42 3,61 Eunotia 17 1,46 Fragilaria 77 6,63 Frustulia 69 5,94 Gomphonema 44 3,79 Hantzschia 13 1,12 Melosira 20 1,72 Navicula 183 15,75 Nitzschia 133 11,45 Rhoiscosphenia 1 0,09 Stauroneis 33 2,84 Surirella 104 8,95 Synedra 47 4,04 Tabellaria 2 0,17 Total 1162 100,00 Os géneros Cymbella, Navicula e Nitzschia, cada um apresentando 3 taxa foram os mais representados, contribuindo, respectivamente, com 18,16%; 15,75% e 11,45%. FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 101 Estes géneros possuem um nível alto de tolerância à poluição, caracterizando o género Cymbella condições α-mesossapróbicas (águas fortemente poluídas), e os géneros Navicula e Nitzschia condições α-polissapróbicas (águas muito fortemente poluídas) (Lobo et al., 2002). Seguem-se os géneros Diatoma e Fragilaria também com 3 taxa, apresentando uma abundância relativa de, respectivamente, 7,23% e 6,63%. Os géneros Surirella, Gomphonema Ephitemia e Melosira com 2 taxa cada, apresentaram um número relativamente elevado de taxa, correspondendo respectivamente a 8,95%; 3,79%; 3,61% e 1,72%. Os restantes géneros, tais como, Frustulia, Synedra, Ceratoneis, Stauroneis, Anomoeoneis, Eunotia, Hantzschia, Cymatopleura, Denticula, Cocconeis, Tabellaria, Achnanthes e Rhoiscosphenia, contribuíram ainda com, respectivamente, 5,94%; 4,04%; 3,70%; 2,84%; 1,81%; 1,46; 1,12%; 0,86%; 0,34%; 0,26%; 0,17%, 0,09%; e 0,09%; do total de valvas observadas (anexos; tabela XI). Tabela 5.2 - Lista de espécies observadas com indicação do número de indivíduos observados e percentagem representativa no total das amostras. Taxa (espécies) Total de indivíduos observados Abundância relativa (%) Achnanthes clevei 1 0,09 Anomoeoneis sphaerophoria 21 1,81 Ceratoneis 43 3,70 Cocconeis placentula 3 0,26 Cymatopleura elliptica 10 0,86 Cymbella helvética 73 6,28 Cymbella prostata 96 8,26 Cymbella ventricosa 42 3,61 Denticula tenuis 4 0,34 Diatoma elongatum 52 4,48 Diatoma hiemala 4 0,34 Diatoma vulgare 28 2,41 Ephitemia argus 4 0,34 Ephitemia sorex 38 3,27 Eunotia arcus 17 1,46 Fragilaria capucina 16 1,38 Fragilaria construens 1 0,09 Fragilaria crotonensis 60 5,16 FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 102 Frustulia rhomboides 69 5,94 Gomphonema angustatum 16 1,38 Gomphonema constrictum 28 2,41 Hantzschia amphioxys 13 1,12 Melosira granulata 4 0,34 Melosira varlans 16 1,38 Navicula cryptocephala 102 8,78 Navicula puputa 32 2,75 Navicula radiosa 49 4,22 Nitzschia angustata 15 1,29 Nitzschia linearis 55 4,73 Nitzschia sigmoidea 63 5,42 Rhoicosphenia curvata 1 0,09 Stauroneis anceps 33 2,84 Surirella angustata 20 1,72 Surirella robusta splendida 84 7,23 Synedra ulna 47 4,04 Tabellaria flocculosa 2 0,17 Total 1162 100,00 Pela análise da tabela 5.2 é possível verificar que as espécies Navicula cryptocephala, Cymbella próstata e Surirella robusta splendida foram as espécies dominantes em termos de abundância relativa, com respetivamente 8,78%; 8,26% e 7,23%. As espécies Cymbella helvética, Frustulia rhomboides, Nitzschia sigmoidea e Fragilaria crotonensis também apresentaram uma abundância relativa elevada, corresponedentes a 6,28%; 5,945%; 5,42% e 5,16%. As espécies Achananthes clevei, Fragilaria contruens e Rhoicosphenia curvata foram as menos dominantes, apresentando uma abundância de 0,09%. 5.3.2 Índices de diversidade Na tabela 5.3 apresentam-se os resultados obtidos para os dois índices descritores das comunidades de diatomáceas, nomeadamente o Índice de Shannon-Wiener e o Índice de Equitabilidade de Pielou. Tabela 5.2 (Continuação) FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 103 Tabela 5.3 – Valores dos Índices de Shannon-Wiener e de Equitabilidade de Pielou. Índice de Shannon-Wiener (H’) Índice de Equitabilidade de Pielou (E) LAO1 3,19 0,89 O valor do Índice de Shannon-Wiener e do Índice de Equitabilidade de Pielou é de, respectivamente, 3,19 e 0,89, o que indica uma alta distribuição entre as espécies encontradas. Deste modo, verifica-se uma alta diversidade no ponto amostrado. FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 104 CONCLUSÃO FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 111 Cassidy, J. S. (2010). Avaliação da qualidade da água do rio Cértima através de ensaios toxicológicos. Dissertação de Mestrado em Engenharia do Ambiente. Departamento de Ambiente e Ordenamento, Universidade de Aveiro, Aveiro. Cemagref (1982). Étude de les méthodes biologiques d’appreciation de lá qualité des eux. Rapport Q. E. Lyon- Agence de l’Eau Rhône-Mediterrane Corse. Pierre- Bénite. 218 pp. Comissão Municipal da Defesa da Floresta Contra Incêndios do Concelho de Mondim de Basto (2007). Plano Municipal da Defesa da Floresta Contra Incêndios. Caderno II- Informação de Base. Município de Mondim de Basto. Conselho Nacional da Água (2009). Articulação entre a Gestão da Água e a Conservação da Natureza e da Biodiversidade. 1ª Edição. 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FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 127 Tabela II - Qualidade das águas doces superficiais destinadas à produção de água para consumo humano (anexos do Decreto-Lei n.º 236/98, de 1 de Agosto). O) Os limites podem ser excedidos em caso de condições geográficas ou meteorológicas excepcionais (n.º1 do artigo 10.º). (*) Os limites podem ser excedidos para os parâmetros marcados com * em lagos de pouca profundidade e baixa taxa de renovação. (1) Os valores indicados constituem os limites inferior e superior das concentrações, determinados em função da média anual das temperaturas máximas diárias. (2) Este parâmetro é incluído para satisfazer as exigências ecológicas de certos meios. (3) Refere-se a um VmR. VMR — valor máximo recomendado. VMA — valor máximo admissível. Esquemas tipo de tratamento referentes às classes A1, A2 e A3 das águas superficiais Classe A1 — tratamento físico e desinfecção. Classe A2 — tratamento físico e químico e desinfecção. Classe A3 — tratamento físico, químico de afinação e desinfecção. FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 128 Tabela III- Classificação dos cursos de água superficiais de acordo com as suas características de qualidade para usos múltiplos (INAG, 2004). FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 129 Tabela IV - Limiares máximos para os parâmetros físico-químicos gerais para o estabelecimento do Bom Potencial Ecológico em Rios (INAG, 2009). FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 130 Tabela V - Classe de classificação das águas segundo o seu valor de pH (adaptado de Nisbet & Verneaux, 1970). pH Classes Acidez Alcalinidade Localização pH<5 1 Forte Fontes e curso superior dos ribeiros de zonas graníticas, de turfeiras ou florestas; cursos de água com substrato ácido 5≤pH<6 2 Média 6≤pH<7 3 Fraca Maioria das águas piscícolas; regiões calcárias 7≤pH<7,5 4 Aproximadamente neutro 7,5≤pH<8 5 Fraca Zonas inferiores das bacias hidrográficas; águas fechadas ou similares; concentrações vegetais em facies lênticos 8≤pH<9 6 Média pH≥9 7 Forte Águas pouco piscícolas; concentrações vegetais em facies lêntico; valores passageiros Tabela VI - Classes de classificação das águas segundo a sua condutividade (adaptado de Nisbet & Verneaux, 1970). Condutividade μs/cm/cm2 Classes Mineralização Localização C<30 1 Extremamente fraca Águas extremamente pouco mineralizadas; lagos de alta montanha; águas periglaciares; algumas fontes 30≤C<50 2 Muito fraca Fontes e torrentes de alta montanha; lagos oligotróficos; cursos de água com substratos ácidos 50≤C<100 3 Fraca Riachos e pequenos ribeiros 100≤C<200 4 Moderada Numerosos rios costeiros 200≤C<300 5 Razoavelmente forte Regiões calcárias: zonas superior e média 300≤C<400 6 Forte Regiões calcárias: zona inferior; ribeiros de planície; rios 400≤C<500 7 Muito forte C≥500 8 Muito forte a excessiva Águas selenitosas; águas poluídas FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 131 Tabela VII - Classes de classificação das águas segundo o seu teor em nitratos (adaptado de Nisbet & Verneaux, 1970). mg/l de NO3⁻ Classes [NO3⁻ ⁻]<1 1 1≤[NO3⁻ ] ⁻<3 2 3≤[ NO3⁻ ⁻] <5 3 5≤[ NO3⁻ ⁻]<10 4 10≤[NO3⁻]<15 5 [NO3⁻ ⁻]>15 6 Tabela VIII - Classes de classificação das águas segundo o seu teor em nitritos (adaptado de Nisbet & Verneaux, 1970). mg/l de NO2⁻ Classes Situação NO2⁻<0,01 1 Águas puras ou autodepuração activa 0,01≤NO2⁻<0,1 2 Poluição insidiosa, perturbação do ciclo do azoto 0,1≤NO2⁻<1 3 Poluição sensível NO2⁻≥1 4 Estado de poluição crítica Tabela IX - Classes de classificação das águas segundo o seu teor em ortofosfatos (adaptado de Nisbet & Verneaux, 1970). Fosfatos µg/l de PO43- Classes Grau de Trofia e localização [PO43- ]≤10 1 Águas muito pouco produtivas: lagos oligotróficos e zona superior das bacias hidrográficas 10≤[PO43- ]<50 2 Águas pouco produtivas: continuação dos cursos de água da classe precedente 50≤[PO43- ]<150 3 Águas com produtividade média 150≤[PO43- ]<300 4 Águas com forte produtividade: rios de pré-montanha e de planície; eutrofia 300≤[PO43- ]<500 5 Cursos de água poluídos [PO43- ]≥500 6 Águas fortemente poluídas ou muito eutróficas FCUP Avaliação da Qualidade Ecológica do rio Tâmega 132 Tabela X - Classes de classificação das águas segundo o seu teor em carência bioquímica de oxigénio (adaptado de Nisbet & Verneaux, 1970). CBO5, 20ºC (mg/l) Classes Situação CBO5< 1 1 Normal 1≤ CBO5 <3 2 Aceitável 3≤ CBO5 <6 3 Duvidosa CBO5 >6 4 Anormal