Tipologias, Índices e Estado e Restauro Ecológico de Cursos de Água e/ou Galerias Ribeirinhas em

Restoration of Inland Portuguese Watercourses and/or Riparian Galleries

A gestão dos cursos de água, sem uma classificação dos mesmos a nível nacional/regional, torna-se praticamente impossível. Neste sentido vários índices e modelos foram usados de forma a obter-se uma tipologia que sirva de ferramenta aplicável à gestão sustentável dos cursos de água e seus recursos. Na sua revisão (Ferreira, 2004) salienta que quase todas as características do ecossistema fluvial foram utilizadas, quer de forma individual ou em conjunto, para o classificar. O que se pretendeu, na nossa investigação, foi demonstrar que a vegetação ripícola é o espelho dos inúmeros fatores ambientais que intervêm no ecossistema ribeirinho, pelo que classificar cursos de água com base na sua vegetação potencial é vantajoso e possível.

As tipologias de cursos de água existentes a nível internacional são inúmeras (Ramos, 2009) e com diferentes finalidades. Uma das mais divulgadas a nível internacional é a classificação hidrogeomorfológica hierárquica de (Rosgen, 1994, 1996), já utilizada também em Portugal (e.g. Oliveira, 2007). A nível hidrológico, para a Bacia do Tejo, conhecemos a classificação das regiões hidrológicas de (Ramos, 1994) que divide esta bacia em 4 regiões, com base na irregularidade, estiagem, concentração do escoamento e caudais de ponta atingidos nos cursos de água. A tipologia de cursos de água mais completa e recente em Portugal é a do Instituto da Água (INAG, 2008a) decorrente da implementação da D-QA, Diretiva 2000/60/CE (PE & CUE, 2000), transposta para a legislação nacional pela Lei da Água, Lei 58/2005 (AR, 2005) e complementada pelo D-L 77/2006 (MAOTDR, 2006). Esta tipologia, que teve por base do Sistema B do Anexo II da D-QA, baseia-se em várias variáveis abióticas, que depois de tratadas por métodos estatísticos multivariados, são confrontadas, para efeitos de validação, com informação biológica, entre a qual, os macrófitos. Com esta tipologia alcançaram-se 15 tipos de rios em Portugal Continental, sendo que o objetivo «é permitir que sejam corretamente estabelecidas condições de referência e que sejam comparáveis as classificações de estado ecológico dentro de cada grupo de rios com características semelhantes» (INAG, 2008a). É assim uma classificação abiótica dos cursos de água, em que as comunidades (vegetais e outras) e a interpretação ecológica, serviram como fator de validação e para delimitar determinados tipos de rios. No entanto, sem o número 2 desta tipologia de rios (‘II. Caracterização Biótica’), que desconhecemos até hoje28, não podemos retirar conclusões concretas sobre a mesma. Pelas informações obtidas (em 2008), essa caracterização passaria pela aplicação de uma evolução do índice multimétrico IMPI29 (Ferreira et al., 2005b), entre outros, desenvolvidos para cursos de água portugueses, que discutiremos posteriormente.

Para explorarmos as diferentes tipologias de cursos de água e os índices de classificação do seu estado ecológico realizadas em Portugal, que incluem apenas a vegetação e/ou outros elementos bióticos/abióticos, baseámo-nos primeiramente nas revisões apresentadas no capítulo 7 do PNA (INAG, 2001b) e de (Moreira, 2004). Neste capítulo 7 do PNA, dedicado à “Conservação da Natureza, Ecossistemas e Qualidade Biológica”, discute-se precisamente a necessidade, em primeiro lugar, de estudar as “comunidades biológicas”, pois o seu conhecimento, em muitas bacias, é ainda incipiente, para posteriormente salientar a falta de uma tipologia eficaz. Uma tipologia para «as comunidades

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Em outubro de 2008, quando delineamos o nosso projeto de investigação, tínhamos a informação de que esse número 2 da tipologia de rios sairia em breve – mas até hoje desconhecemos esta segunda parte da tipologia. Já quando efetuávamos a revisão final da tese encontramos um estudo que define uma tipologia da vegetação ripícola de Portugal Continental (Aguiar et al., 2008) com base nesta tipologia abiótica de rios [vide conclusões dos autores na nota de rodapé n.º 245 no subcap. 6.5.3, página 237].

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aquáticas e ribeirinhas teria elevado interesse, pois o reconhecimento de zonas homogéneas para este tipo de vegetação permitiria fundamentar melhor o planeamento e gestão dos sistemas dulçaquícolas» (INAG, 2001b). Neste sentido ressalva-se que a “Biogeografia de Portugal Continental” de (Costa et al., 1999) como é uma classificação que tem por base sobretudo a «flora terrestre», não reflete a «dependência significativa das comunidades dulçaquícolas e ribeirinhas em relação à disponibilidade hídrica» (INAG, 2001b). Considerações estas que são reforçadas posteriormente em (Moreira & Duarte, 2002; Moreira, 2004). Salienta-se que há indícios de que nem a tipologia fitogeográfica de (Costa et al., 1999) nem outras mais antigas citadas nos PBH (SNIAmb, 2012b, 2012c) sejam suficientes ou seguras para a definição regional da vegetação aquática e ripícola (Moreira, 2004). Esta conclusão baseia-se no trabalho de cruzamento entre esta tipologia e com a 'Zonagem Macrofítica da Bacia do Tejo' (Ferreira & al., 2000) que conclui que a primeira é transbacia e espacialmente mais complexa do que a segunda. Há assim a necessidade de aprofundamento do conhecimento de algumas das associações fitossociológicas ribeirinhas, de forma a melhor compreender o enquadramento nos Habitatsda Rede Natura 200030, nomeadamente as mais raras, como os «azeredos, buxais, bidoais e comunidades de zonas calcárias» (INAG, 2001b), já que, realizado o levantamento dessas associações foram encontradas lacunas, designadamente nas preferências ecológicas das comunidades, aspeto importante quando se pretende determinar caudais ecológicos. Ao nível das geosséries ripícolas o PNA encontra também grandes lacunas, nomeadamente no que toca à escala espacial. A supracitada "Tipologia das Geoséries Mediterrânicas de Portugal” de (Aguiar et al., 1995) foi a primeira tentativa de zonagem no nosso país, contudo excluindo o NW de Portugal dada a maior influência atlântica [Mapa 9]. Este trabalho foi um dos pontos de partida da nossa investigação, de forma a tentar colmatar as lacunas evidenciadas, não só com a nossa pesquisa, mas também com os estudos fitossociológicos entretanto desenvolvidos na vegetação ripícola supracitados.

Muitas das classificações realizadas têm por finalidade aferir o estado de conservação da vegetação ripícola, pelo que vários índices têm sido propostos com esse fim. Um dos mais expeditos, e alargado a todo o continente (utilizado no PNA), são as designadas “bandas ripícolas”, elaborado por (Saraiva et al., 1996) e discutido (Saraiva et al., 2004), que se centra no estado de conservação das galerias ribeirinhas. Baseado na análise de fotografia aérea ou ortofotomapas define 5 classes de continuidade e integridade das galerias ribeirinhas que varia de 1 – ausência total de galeria até 5 – galeria bem desenvolvida nas duas margens. Contudo esta classificação levanta problemas: 1.º porque assume que em todos os cursos de água e em toda a sua extensão se desenvolve uma galeria, quando tal não acontece; 2.º não distingue espécies exóticas e, 3.º, por depender da data da fotografia aérea, pode ser desajustada em relação à situação atual (INAG, 2001b). Apesar das fragilidades apontadas esta classificação permitiu avaliar o estado geral de conservação das galerias ribeirinhas. Neste sentido, passará pelo recurso ao conceito de ‘vegetação natural potencial' (ou vegetação ripícola potencial, no caso), defendido pela Fitossociologia, a resolução, de certa forma, destes desfasamentos. Para a Bacia do Sado (Aguiar et al., 2004) recorrem a um índice de base fitossociológica, também utilizado nas Ribeiras do Oeste (Espírito-Santo & outros, 2001), que se apresenta como uma alternativa viável e passível de ser aplicada e desenvolvida, dada a perspicácia

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O D-L 140/99 (Ministério do Ambiente, 1999b), com a redação do D-L 49/2005 (MAOT, 2005), determina a elaboração de um plano sectorial relativo à implementação da Rede Natura 2000 que estabeleça o “âmbito e enquadramento das medidas referentes à conservação das espécies da flora, da fauna e dos habitats naturais e tendo em conta o desenvolvimento económico e social das áreas abrangidas”. A Rede Natura assenta em duas diretivas europeias: “Aves” [Diretiva 79/409/CEE (CE, 1979)] e “Habitats” [Diretiva 92/43/CEE (Conselho Europeu, 1992)].

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da sua utilização. O INCOVA31 concilia a informação dos inventários fitossociológicos com a fotointerpretação das galerias ribeirinhas, preenchendo desta forma a maior lacuna das “bandas ripícolas” de (Saraiva et al., 1996).

Com a elaboração dos diversos PBH, na segunda metade da década de 1990 [no seguimento do D-L 45/94 (MARN, 1994)], acabaram por se utilizar vários índices que procuram evidenciar o estado ecológico ou de conservação das comunidades ribeirinhas, uns mais completos do que outros [Quadro 3]. Segundo o PNA (INAG, 2001b) estes índices deviam ser mais explorados de forma a verificar a sua aplicabilidade e fiabilidade. Serão estes índices comparáveis entre si? Serão extrapoláveis a nível nacional? Foi com estes e outros pressupostos que procuramos desenvolver uma tipologia dos bosques e galerias ripícolas e avaliar o seu estado de conservação.

O PNA defende que se avance com uma tipologia baseada no conceito de ‘estado ecológico’, «manutenção, conservação e recuperação global do ecossistema fluvial e da sua bacia hidrográfica, ou seja, à sua gestão integrada, incluindo as partes afetadas, muito ou pouco, por atividades humanas, e a conciliação dos respetivos usos» (INAG, 2001b). Temos de ter consciência de que o que se passa na bacia hidrográfica mais tarde ou mais cedo se refletirá no corredor fluvial e que a magnitude das perturbações que afetam o sistema fluvial varia a diferentes escalas – desde a bacia, sub-bacia, segmento, troço aos habitats ou micro-habitats fluviais (Frissell et al., 1986). A unidade base do sistema fluvial são os troços, que apresentam características hidromórficas e geoquímicas próprias, podendo ser agrupados em tipos aos quais correspondem comunidades ou tipos biológicos afins. Assim «a definição de uma tipologia para os troços fluviais da rede hidrográfica portuguesa, permite-nos obter uma visão holística de carácter bioecológico dos sistemas fluviais, estruturada e hierarquizada a diferentes escalas espaciais, com possibilidade de planeamento e atuação igualmente nas diferentes escalas.» (INAG, 2001b).

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Índice de Conservação e Valorização da Vegetação Ripária.

Índice de Estado Ecológico Bacias onde foi Aplicado Características Gerais

IVP – Índice de Valor

Paisagístico Ribeiras do Algarve

Baseado na vegetação ribeirinha potencial de aproximação fitossociológica

ECV – Estado da

Comunidade Vegetal Minho, Vouga, Mondego e Lis

Baseados na composição, riqueza e cobertura florísticas, procurando a avaliação global do equilíbrio da vegetação, de aproximação ecológico-limnológica

IVM – Índice de Valor

Macrofítico Tejo, Douro e Sado

QBR – "Índice de Bosque de

Ribera" Lima, Cávado e Ave

Avalia a integridade na composição e cobertura da galeria ribeirinha, com inclusão das características das margens e habitats fluviais, aproximação ecológica-paisagística EEF – Estado Ecológico

Florístico Guadiana

Avalia o estado ecológico da componente vegetal dos ecossistemas aquáticos e zonas adjacentes

Quadro 3. Índices de Valor ou Estado de Conservação Utilizados nos Planos de Bacia Hidrográfica em Portugal Continental (INAG, 2001b). Conservation Status or Value Indexes Used in the River Basin Plans in Inland Portugal

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Através da metodologia desenvolvida nos PBH do Douro e Tejo, e revista no (INAG, 2001b), foi apresentada uma "primeira" tipologia ecológica de cursos de água nacional, a uma escala 1: 250 000, que inclui uma classificação do estado de conservação, que ainda necessita de ser afinada (Cortes et al., 2002a). Como salienta (Moreira, 2004) e explicam (Cortes et al., 2002a), como base de trabalho, e para determinar os agrupamentos tipológicos – as designadas Unidades Fisiográficas Homogéneas (UFH) –, foram selecionadas 4 variáveis-chave, que apresentam relações evidentes com as características do meio aquático: hierarquização da rede de drenagem, geologia, declives e precipitação. Assim cada uma destas UFH é um troço ou segmento fluvial com um dado conjunto de características hidrogeomorfológicas que responde de forma idêntica aos indicadores de qualidade ecológica e aos fatores de agressão por atividades humanas (Cortes et al., 2002a). A partir do seu cruzamento, com recurso aos SIG, estabeleceu-se uma zonagem dos ecossistemas lóticos com cerca de 230 UFH. Posteriormente estas foram classificadas quanto ao seu estado de perturbação, pelo que se selecionaram dois conjuntos de variáveis caracterizadoras do meio. No primeiro conjunto designado KA incluíram-se variáveis que contribuem para a definição da integridade biótica dos troços: avaliação biológica da qualidade da água através do índice biótico BMWP’32, a continuidade das galerias ribeirinhas e o número de espécies de peixes autóctones e exóticos. O segundo (KB) incluíram-se variáveis que contribuem para a magnitude do estresse ambiental: cargas poluentes de origem urbana e industrial e a qualidade físico-química da água. A definição da classificação final que procura quantificar o estado de conservação de cada UFH, foi designado por KT. Como esclareceram (Cortes et al., 2002a) esta metodologia pode ver preenchida as suas lacunas com o aperfeiçoamento dos dados de base e com novas variáveis descritoras das condições ambientais. Para isso é necessário aplicá-la de forma a comparar os KT obtidos in situ com os que o modelo pressupõe.

Em suma, esta tipologia assumida no PNA (INAG, 2001b), de acordo com as orientações da D- QA, assenta na escola ecológica anglo-saxónica e constitui-se como uma metodologia mais robusta que as aplicadas nos diversos PBH. Deste modo, defendemos que a aplicação de variáveis de base fitossociológica poderá trazer grandes vantagens para colmatar lacunas existentes. Conceitos como a ‘vegetação ripícola potencial’, ‘séries’ e ‘geosséries ripícolas’, entre outros, tal como o facto de Rede Natura (rede que gere a conservação da natureza na UE) assentar na abordagem fitossociológica da vegetação, parecem ser mais-valias ao desenvolvimento duma tipologia que conjugue as duas abordagens da ciência da vegetação.

Na base deste método KT estão vários índices previamente desenvolvidos. Destacaríamos o ICM33 desenvolvido por (Ferreira, 1994b, 1994c, 1994d) fruto de trabalhos desenvolvidos sobre a flora e vegetação macrófita para sua tese de doutoramento (Ferreira, 1992). O índice biótico para macroinvertebrados BMWP’ que mede a qualidade da água e o Índice de Integridade Biótica (IIB) para a ictiofauna. De resto, este três índices tinham sido já utilizados em conjunto para avaliação da qualidade ecológica do Guadiana e principais tributários por (Ferreira et al., 1996). Ainda sobre o ICM, é um índice de aproximação limnológica que, como a própria autora evidencia, pode ser determinado com base em inventários de tipo Braun-Blanquet (Ferreira, 1994b). Deste modo uma abordagem possível poderia ser a combinação entre índices das diferentes perspetivas de analisar os ecossistemas ripícolas. De certa forma, esse exercício foi já ensaiado no trabalho de (González et al., 2002), em que avalia a integridade biológica da flora ribeirinha e a qualidade ecológica do sistema fluvial das Ribeiras do Algarve, através da definição de ecótipos. Para a sua determinação os autores

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Biological Monitoring Working Party adaptado à Península Ibérica. 33

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serviram-se do índice fitossociológico IVP, utilizado no PBH e apresentado em (Espírito-Santo et al., 1999, 2000a).

Depois dos vários índices que surgiram nos PBH, baseados em trabalhos prévios na sua generalidade, e do “método KT” no PNA, várias tentativas de índices compostos têm sido ensaiados nos últimos anos. De resto (Aguiar et al., 2009) referem que nas últimas duas décadas este foi um fenómeno a nível internacional (são assinalados inúmeros índices multivariados e multimétricos usados em diferentes países)34. Em Portugal (Ferreira et al., 2002) apresentaram resultados através da aplicação de índices multivariados com base em grupos de plantas ribeirinhas para a Bacia do Guadiana, destacando que, no geral, a bioclassificação foi bem-sucedida, incluindo a definição de ecótipos. Por sua vez, (Cortes et al., 2002b) aplicaram uma evolução do índice multimétrico KT desenvolvido para o PNA (INAG, 2001) às bacias do NW português (com exceção do Rio Minho). Este índice assenta em diferentes escalas de análise: à escala de pormenor os locais de amostragem foram categorizados com base nos invertebrados e nas métricas do local de amostragem consideradas mais relevantes através de uma análise estatística multivariada. À escala grosseira toda a rede hidrográfica foi classificada, com recurso a um SIG, através de uma abordagem integrada dos dois grupos de variáveis enumerados no PNA: integridade biótica (BI) e variáveis de stress ambiental (ES) – resultando no designado Global Condition Index (GDI), i.e. o KT do PNA. Este índice é aplicado sobre uma classificação abiótica dos cursos de água previamente desenvolvida – as Stream Geomorfic Units (GUs) (as UFH do PNA). Os autores concluíram que as metodologias utilizadas nas diferentes escalas relevaram resultados similares, pelo que poderão ser vistas como complementares. Mais recentemente este método KT foi adaptado e aplicado a estudos na Ribeira de Odelouca, no Algarve (Fernandes et al., 2007; Cortes et al., 2012).

A utilização de índices multimétricos continuou e (Rodríguez-González et al., 2003a) ensaiaram também a utilização do índice QBR35 na Bacia do Tejo. Este índice criado para os rios da Catalunha (Munné et al., 1998) já tinha sido utilizado nos PBH das bacias do NW de Portugal [Quadro 3]. Embora se tenha conseguido aplicar um valor quantitativo ao estado de conservação os autores apontaram que só com mais estudos este índice poderá ser aplicado na avaliação da qualidade ecológica de habitats e galerias ribeirinhos portugueses. Mais recentemente (Morais et al., 2004) testaram vários índices métricos e multimétricos em cursos de água temporários (na Bacia do Sado), (Ferreira et al., 2005b) apresentaram o IMPI (também multimétrico) que se articula com variáveis abióticas (locais, regionais e antrópicas) e combinações das métricas das condições da comunidade: composição, perturbação antrópica, trofia e integridade ripícola. O IMPI foi aplicado às Ribeiras do Algarve tendo em conta as diretrizes da D-QA. Como vimos deverá ser uma evolução deste índice que servirá para a caracterização biótica dos rios portugueses no âmbito da D-QA, a publicar pelo INAG! Finalmente (Aguiar et al., 2009) apresentam o RVI (Riparian Vegetation Index) por forma a desenvolver um índice florístico de integridade biótica para os rios portugueses. Os objetivos específicos do estudo foram: i. testar a aplicabilidade das componentes estruturais e funcionais do ecossistema ripícola na bioavaliação de cursos de água mediterrânicos – concluindo que estas componentes servem este propósito; e ii. avaliar a dependência da escala espacial (utilizam métricas de escala local e regional) no desenvolvimento e performance do índice – a conclusão é que é necessário ter em consideração a escala de análise, os constrangimentos da época de inventário e a

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A nível internacional há inúmeros sistemas de classificação de cursos de água interligados com a avaliação da saúde do ecossistema, caudais ecológicos e restauro ecológico. (Gordon et al., 2004) descrevem vários utilizados em diferentes países – destacaríamos o RHS, River Habitat Survey do Reino Unido (Raven et al., 2000; RHS Team, 2003), no qual também nos baseámos e cujos índices estão a ser aplicados e adaptados a Portugal (Raven et al., 2009).

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variabilidade florística interanual das comunidades. Finalmente concluem que são necessários mais estudos para avaliar o IVP na generalidade dos tipos de rios, ajustá-lo à variabilidade florística interanual, assim como para o poder incluir numa abordagem abrangente de bioavaliação combinando-o com outros índices de avaliação da integridade de outras componentes bióticas do ecossistema. Mais recentemente ensaiou-se uma nova abordagem nestas metodologias de bioavaliação através da comparação de modelos preditivos de comunidades de macrófitos com as metodologias mais clássicas (Aguiar et al., 2011).

Concluindo a questão da qualidade dos ecossistemas e/ou da vegetação ripícolas, como salientaram (Ferreira & Godinho, 1995), na sua revisão, classificar e gerir rios são duas faces da mesma moeda, pelo que sem uma delas a moeda fica sem valor! Deste modo é importante destacar alguns dos estudos nacionais sobre gestão e ordenamento de bacias hidrográficas, cursos de água ou áreas húmidas em geral, na sua componente ecológica, muitos dos quais formaram, como enaltece (Ferreira, 2000), a base de conhecimento para os então atuais PBH (os instrumentos legais de gestão neste domínio no nosso país e atualmente em atualização através dos Planos de Gestão de Bacia/Região Hidrográfica) e também para a nossa investigação. Assim destacaríamos desde o estudo de caso pioneiro num trecho do Rio Sorraia (Ferreira & Figueiredo, 1990) até verdadeiros guias de gestão do ecossistema ribeirinho (Moreira et al., 2002c, 2004a; Camprodon et al., 2012), para além de outros mais específicos a determinadas problemáticas (Ferreira & Moreira, 1990b; Ferreira, 1996a, 1996b; Moreira et al., 1998; Ferreira & Aguiar, 2006; Aguiar & Ferreira, 2012) e ainda aqueles relacionados com a requalificação ou restauro de cursos de água (Pereira, 2001; Cortes, 2004; Arizpe et al., 2008; Camprodon et al., 2012).

Relativamente à requalificação ou restauro ecológico este é claramente um dos temas atuais na gestão de ecossistemas ripícolas já que as diretivas europeias, nomeadamente a D-QA, mas também a Diretiva Habitats, impõem que se tomem medidas para promover o bom estado ecológico destes ecossistemas (Ferreira, 2012). Em Portugal os estudos sobre esta vertente da Ecologia não são muitos e são bastante recentes. Os manuais especializados no restauro ecológico que recentemente surgiram são disso exemplo (Aránzaru & Arizpe, 2009; Fernandes & Souto Cruz, 2011; Ferreira, 2012). No entanto exemplos práticos de efetivo restauro ou requalificação ecológica em Portugal são ainda raros quando comparado com outros países como Austrália (Brierley & Fryirs, 2005) ou mesmo a vizinha Espanha, onde já se delineou um programa de restauro dos cursos de água a nível nacional (Quesada, 2010). Em Portugal conhecem-se ainda assim alguns casos de estudo (e.g. Oliveira, 2006; Mendes et al., 2008; Viriato et al., 2012), mas ainda num passado recente não havia exemplos no nosso país para serem apresentados na bibliografia (Moreira et al., 2004a). Esta é claramente uma