A vegetação dos sapais é relativamente pobre do ponto de vista florístico. Estes ambientes são quase exclusivamente colonizados por um reduzido número de espécies, com características morfológicas e fisiológicas bem adaptadas ao habitat peculiar em que se desenvolvem.
O baixo sapal apresenta uma composição florística pobre, com 9 espécies identificadas (Moreira, 1987), não excedendo as 6 espécies diferentes nos levantamentos locais, revelando o elevado grau de especialização da flora relativamente às condições limitantes deste ambiente. Este domínio, designado na origem por morraçal, é dominado pela presença de
Spartina marítima (morraça), muitas vezes constituindo povoamentos quase puros desta
planta (anexo 3), situação favorecida pela emissão de estolhos longos (até 1m), que promovem a colonização monospecífica e pela emissão de raízes profundas, que lhe conferem
Figura 2.19 – Localização do local de estudo (sapal do Faralhão).
Sapal do Faralhão Eurominas Lisnave Eco-oil
i
N
0 1Km Mitrena 2006 DigitalGlobevantagem na competição. Em associação com Spartina marítima, ocorre Arthrocnemum
perene, Puccinellia marítima, Suaeda marítima e Salicornia nitens (Moreira, 1987).
O alto sapal revela uma maior diversidade, com 26 espécies e 14 como o número máximo em cada local, identificadas pela mesma autora. As espécies mais frequentes são
Halimione portucaloides, Arthrocnemum glaucum, Arthrocnemum fruticosum, Arthrocnemum
perene, Suaeda vera, Juncus maritimus, Limonium vulgare e Inula crithmoides, algumas
identificadas neste trabalho (anexo3). No limite interior da plataforma de preia-mar de águas vivas, onde o solo é mais evoluído, domina o Juncus maritimus, em povoamentos que se designam por Juncais.
A vegetação dos sapais, pela sua capacidade de sequestrar metais pesados do meio envolvente, desempenha um papel de grande interesse ecológico pelo facto de, na generalidade, e em sequência da sua localização, os sapais estarem sujeitos a importantes descargas poluentes, tal como acontece, ou pelo menos aconteceu, até um passado muito recente, nos sapais do estuário do Sado. A vegetação dos sapais actua assim como um sumidouro, contribuindo para o aprisionamento das partículas em suspensão na água do estuário.
Assim, os poluentes chegados ao meio aquático, devido à afinidade com as fases particuladas, podem ser depositados na camada superficial dos sedimentos ou ser incorporados pelas plantas do sapal. O ciclo de transporte desses poluentes passa então a fazer-se nas cadeias tróficas e tem como destino final os sedimentos locais, no caso de morte e soterramento desses seres vivos.
A tomada de metais pesados pelas plantas está, muitas vezes, relacionada com as concentrações totais existentes nos sedimentos (Rozema et al., 1990 e Otte, 1991, in Caçador, 1994), com a especiação química dos metais, que é determinada por propriedades físico- químicas dos sedimentos (Bruemmer et al., 1986; Davies et al., 1986; Alloway et al., 1988 e Otte, 1991, in Caçador, 1994) e ainda com factores intrínsecos às próprias plantas, tais como a idade, o estado fisiológico e o tipo de metabolismo (Cataldo & Wildung, 1983, in Caçador, 1994), para além do tipo de plantas.
A título de exemplo, refira-se o comportamento de Halimione portucaloides (dicotiledónea), que nos sapais do estuário do Sado, revelou maiores acumulações de cobre e zinco que Spartina marítima (monocotiledónea). No entanto, estudos nos sapais do estuário do Tejo (Caçador, 1994) não revelaram diferenças significativas nas concentrações destes metais nos tecidos destas plantas, quando estas se encontravam no mesmo sapal, podendo
inferir-se que as diferentes condições ambientais a que estão sujeitas estas duas espécies, consequência da sua distinta localização no sapal (alto sapal/baixo sapal), podem gerar diferenças na disponibilidade dos metais.
Por um lado, a absorção de metais pelos halófitos retira do meio aquático os elementos poluentes introduzidos pelo Homem, promovendo a depuração natural do ecossistema. Quando as plantas morrem, os seus detritos orgânicos ficam retidos no solo do sapal e o conteúdo metálico desses detritos fica, na maior parte dos casos, sob uma forma indisponível para nova absorção (Reboredo, 1988). Desta forma, a transferência de metais do meio aquoso para os sedimentos, constitui uma reciclagem natural e os teores de metais nos sedimentos irão estar associados à matéria orgânica. Por outro lado, se os halófitos possuírem uma razoável capacidade bioacumulativa e estiverem na base de cadeias tróficas, haverá inevitavelmente uma contaminação de todos os elos dessa cadeia.
Para além da maior ou menor capacidade de bioacumulação de metais pelos halófitos, a sua estrutura radicular e a existência de estolhos entrelaçados, promove a retenção de partículas (orgânicas e/ou minerais) transportadas em suspensão na água do estuário, conduzindo a um efeito semelhante ao da bioacumulação, ou seja, a depuração do meio aquático.
Embora alguns halófitos possam constituir um excelente material forrageiro, o seu interesse económico é reduzido, tendo sido explorados para tal no passado. Contudo, a preservação dos sapais e indirectamente das comunidades halofíticas que aí se encontram é essencial para a protecção de autênticos santuários de vida selvagem que, de uma forma controlada, podem constituir pólos de desenvolvimento turístico e pedagógico de excelência.
3. MÉTODOS
3.1. Trabalho de campo
O trabalho de campo foi realizado em duas etapas e consistiu na execução de duas sondagens em sapal do Estuário do Sado, na Ponta do Faralhão, a norte da Herdade da Mitrena (Carta Militar à escala de 1:25 000, Folha 455 – Águas de Moura, editada em 1994; coordenadas UTM 29SNC1897463469 (Figura 3.1). A recolha dos testemunhos de sondagem foi efectuada com um amostrador do tipo van der Horst.
Figura 3.1 - Localização das sondagens FAR 4 e 4A. Extracto da Folha 455 da Carta Militar de Portugal (1:25 000) editada em 1994, do Instituto Geográfico do
Exército. As coordenadas referem-se à quadrícula quilométrica U.T.M. Fuso 29- Elipsóide Internacional-Datum Europeu.
FAR 4 e 4A
4264
4263
A primeira sondagem (FAR 4), com profundidade total de 242 cm, foi realizada em 13 de Agosto de 2003, tendo-se recolhido os 84 cm de sedimentos mais superficiais para amostragem posterior e caracterizado o restante no local. A segunda sondagem (FAR 4A), com profundidade total de 76 cm, foi realizada em 28 de Março de 2005, no mesmo local da primeira. Os testemunhos recolhidos foram imediatamente envolvidos em película plástica, devidamente etiquetados e transportados para o laboratório.
A cota da boca da sondagem (3,53m) foi obtida através de levantamento topográfico, efectuado com uma estação total Zeiss e ligada posteriormente à rede geodésica nacional.
3.2. Ensaios laboratoriais
No laboratório, os testemunhos foram seccionados em lâminas com 1 cm de espessura. O estudo sedimentológico e geoquímico das amostras recolhidas processou-se nos Laboratórios do Departamento de Geologia da F.C.U.L..
A sondagem FAR 4 foi destinada ao estudo geoquímico. Nela foram seleccionadas 13 amostras (profundidade entre 0 e 34 cm) nas quais, depois de secas e moídas em moinho de ágata foi determinado, na Universidade de Bordéus (França), o excesso natural de 210Pb e o radionuclido artificial 137Cs por espectrometria γ, utilizados como traçadores cronométricos para estimar taxas de sedimentação. As mesmas amostras foram usadas para análise geoquímica (elementos maiores e menores), juntamente com outras quatro, seleccionadas entre os 41 cm e os 76 cm de profundidade.
A sondagem FAR4A foi utilizada para os estudos sedimentológicos. Foram seleccionadas 39 amostras, de 2 em 2cm para a determinação do teor de matéria orgânica (MO), carbonato de cálcio e análise textural. O teor de humidade e o pH foram medidos em todas as amostras do testemunho (75 amostras).
3.2.1 Teor de humidade
As amostras húmidas, constituídas por lâminas de 1cm de espessura foram pesadas logo após o corte. Após secagem na estufa a 60ºC, durante pelo menos 48 horas, procedeu-se a nova pesagem, obtendo o peso em água por diferença ponderal.
O teor de humidade de cada amostra é calculado dividindo o peso em água pelo peso da amostra seca.
3.2.2 pH
As determinações do pH dos sedimentos foram efectuadas na amostra total após secagem em estufa a 60ºC, com um aparelho de medição InoLab pH 730, pelo método electrométrico especificado na norma E 203 do LNEC (1967a) e classificados segundo Pratolongo (in Costa, 1999) (tabela 3.1).
pH do solo Designação 4,5 ou menor Hiperácido 4,6 a 5,5 Ácido 5,6 a 6,5 Subácido 6,6 a 7,5 Neutro 7,6 a 8,5 Subalcalino 8,6 a 9,5 Alcalino 9,6 ou maior Hiperalcalino