Os estuários podem ser vistos como ecossistemas únicos e complexos, sujeitos aos gradientes impostos pelos diversos factores abióticos que influenciam a distribuição e abundância faunística (Chapman e Wang, 2001). Acrescido ao facto dos estuários receberem inputs provenientes das zonas urbanas e industrias, a estrutura da comunidade estuarina pode variar continuamente no espaço e no tempo de acordo com os gradientes naturais e antropogénicos (Pearson e Rosenberg, 1978; Rakocinski et al., 1997). Este cenário intensificou a degradação das condições ecológica de vários estuários o que culminou com a elaboração e implementação da Directiva Quadro da Água que prevê a recuperação destes sistemas. Contudo, para se realizar esse objectivo é necessário caracterizar a sua macrofauna e avaliar as condições ecológicas em que se apresentam.
Os estuários do Neiva, Ave, Cávado, Douro e Aveiro foram contemplados neste estudo e nas amostragens realizadas foram registados no total 33498 indivíduos correspondendo a 142 taxa pela malha de 0,5 mm (0,5mm+1mm) enquanto pela malha de 1 mm registaram-se 14733 indivíduos pertencentes a 116
taxa. O estuário do Douro foi o que apresentou o maior número de taxa
comparativamente aos outros sistemas, com 85 taxa, seguindo-se a Ria de Aveiro (47 taxa), Ave (45 taxa), Cávado (37 taxa) e Neiva (21 taxa). A riqueza específica nestes estuários está dentro dos limites comparativamente aos registados nos outros estuários e lagoas costeiras portugueses (e.g., Quintino e Rodrigues, 1989; Mucha et al., 2003; Rodrigues et al., 2006) mas inferiores aos obtidos noutros estudos (e.g., Quintino et al., 1989; Carvalho et al., 2001; Costa-Dias et al., 2010)
As espécies comuns e mais abundantes em todos os estuários foram os Nematodes, Nemertes, Streblospio shrubsolii, Capitella sp.(excepto Neiva), Clitellata n.i., Hediste diversicolor (excepto Ave). A espécie Streblospio shrubsolii foi a mais abundante com 8819 indivíduos, correspondente a 26,3% da abundância total devido à forte contribuição dos estuários do Cávado e do Douro. Esta espécie já foi tida como a mais abundante no estudo realizado por Mucha et al. (2003), na zona baixa do estuário do Douro.
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O processo de amostragem e de triagem nos estudos que envolvem a macrofauna bentónica é determinante para o sucesso dos objectivos pretendidos. Os crivos de malha 0,5 ou 1,0 mm são normalmente os mais usados (Eleftheriou e Holme, 2005). James et al. (1995) concluiu que o tamanho da malha não é importante quando se usam métodos multivariáveis na classificação dos dados. Neste estudo, o agrupamento feito através da análise multivariável das matrizes de dados da macrofauna de malha 0,5 mm evidenciou os mesmos grupos que a análise feita com a matriz de 1 mm para os estuários de Ave, Cávado e Aveiro.
Os testes efectuados usando os índices biológicos (N, S, H’, J’ e 1-λ) com a intenção de saber se existem diferenças significativas entre as malhas de 0,5 mm (1mm +0,5mm) e 1 mm para o mesmo local mostraram resultados diferentes para cada estuário. O estuário do Neiva não mostrou diferenças (p >0,05). Todos os outros estuários mostraram diferenças significativas para todos os índices ou parcialmente, com nível de significância que variaram de p <0,05; p <0,01 e p <0,001 dependendo do local e do índice. Rodrigues et al. (2007) concluíram que quando o objectivo é caracterizar a estrutura da comunidade da macrofauna baseada na presença ou ausência de um determinado taxa é suficiente uma malha de 1 mm enquanto para os estudos de caracterização da abundância convém usar-se uma malha de 0,5 mm. Segundo o mesmo estudo, a utilização da malha de 0,5 mm nos estuários onde a macrofauna é dominada por anelídeos, como é o caso dos estuários portugueses, apenas influenciava a abundância e não a riqueza específica. Contrariamente a esse resultado, neste trabalho a malha de 1 mm apenas reteve 82% dos taxa da malha de 0,5mm (0,5 mm+ 1 mm). Esta situação poderá estar relacionada com a capacidade que as malhas menores (e.g. 0,5 mm) têm em reter espécies menores e juvenis aumentando desta forma a sua precisão e exactidão comparativamente a malhas maiores (e.g. 1 mm) (Schlacher e Wooldridge, 1996).
As diferenças espaciais na composição das comunidades bentónicas ao longo do gradiente estuarino estão muitas vezes relacionadas com a salinidade, profundidade, granulometria do sedimento e matéria orgânica (Day et al., 1989).
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A coluna de água de um estuário é normalmente aeróbia, mas os sedimentos estuarinos podem ser anaeróbios a pequenas distâncias abaixo da superfície do sedimento. Devido à influência da onda de maré e das próprias correntes, os primeiros centímetros dos sedimentos estão normalmente bem oxigenados, o mesmo não acontece com camadas mais profundas dos sedimentos, onde as reacções redutoras são predominantes. A actividade biológica, também, pode facilitar o movimento da água e consequente oxigenação dos sedimentos. A medição do potencial redox do sedimento é um método que possibilita a categorização das suas condições físico-químicas servindo deste modo como guia para a avaliação das condições biológicas do sedimento e o grau de carga orgânica a que ela se encontra sujeita (Pearson e Stanley, 1979). Valores negativos do potencial redox podem implicar valores elevados de matéria orgânica no sedimento enquanto os valores positivos, baixo nível de matéria orgânica e situações oxigenadas (Pearson e Stanley, 1979). Os grupos de afinidade localizados nas zonas mais a montante dos estuários situavam-se em regiões de sedimento com algum conteúdo em finos e valores negativos do potencial redox. Tal situação verificou-se em todos os estuários com maior destaque no estuário no Ave e Aveiro em que o sedimento característico das regiões mais a montante é do tipo vasa. Foi ainda possível verificar que a macrofauna dos grupos de afinidade localizados na entrada dos estuários foram os que na generalidade apresentaram maior riqueza específica, o que está de acordo com a referência feita por Day et al. (1989) segunda a qual, a comunidade bentónica tende a diminuir à medida que nos deslocamos das zonas marinhas em direcção a montante dos estuários. No estuário do Douro, o assentamento das comunidades bentónicas na entrada do estuário pode ser influenciada pelo forte hidrodinamismo a que esta região fica sujeita devido a interacção com o mar (Mucha e Costa, 1999).
O estado de qualidade ecológica foi avaliado através da aplicação do índice Multivariado M-AMBI com base na abundância registada em cada réplica de amostragem. A vantagem da utilização do índice M-AMBI em relação aos outros índices prende-se pelo facto de permitir uma visualização dos gradientes temporais e espaciais (Muxika et al., 2003). As réplicas dos estuários que
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obtiveram um nível de classificação entre Pobre a Mau apresentaram baixo nível de diversidade. Todavia, a presença de espécies oportunistas associadas a regiões sujeitas ao enriquecimento orgânico como é o caso da Capitella sp (G-V, espécie oportunista de primeira ordem) e Spio martinensis (G-III, espécies tolerantes ao enriquecimentos orgânico), em algumas réplicas (e.g. réplicas da estação do Ave, A1), não influenciaram o bom nível de classificação dos mesmos. Ruellet & Dauvin (2007) consideraram que a inclusão do índice de diversidade de Shannon-Wiener e a riqueza específica na determinação do M-AMBI dá bastante peso à diversidade e sugeriram a elaboração de uma lista de espécies definitiva de modo a se evitar que a avaliação da qualidade ecológica mude de acordo com a alteração da lista de espécies.