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Faculdade de Ciências
Departamento de Ciências Biológicas
Licenciatura em Biologia Marinha Aquática e Costeira
Trabalho de Culminação de Curso
(Trabalho de Investigação)
Aplicação de Macroinvertebrados Aquáticos como
Bioindicadores da Avaliação da Qualidade de Água do
Rio Umbeluzi - Maputo
Estudante:
ii
Faculdade de Ciências
Departamento de Ciências Biológicas
Licenciatura em Biologia Marinha Aquática e Costeira
Trabalho de Culminação de Curso
(Trabalho de Investigação)
Aplicação de Macroinvertebrados Aquáticos como
Bioindicadores da Avaliação da Qualidade de Água do
Rio Umbeluzi - Maputo
Supervisores:
Prof
a. Doutora Aidate Mussagy
dr. Ivan Nerantzoulis
dra. Mery Rodrigues
Estudante:
Samuel Jonas Tacuana
AGRADECIMENTOS
Agradeço aos meus supervisores, a Profa. Doutora Aidate Mussagy, o dr. Ivan Nerantzoulis e a dra. Mery Rodrigues pela orientação, incasável apoio e paciência na realização do presente trabalho.
Ao Fundo Nacional de Investigação (FNI) do Ministério da Ciência, Tecnologia, Ensino Superior e Técnico Profissional (MCTESTP) pelo financiamento do trabalho através do Instituto de Investigação em Águas (IIA). A todos funcionários e corpo directivo do IIA, especialmente a dra. Roda Sansão Nuvunga Luís, dra. Laurinda Macamo, dr. Sérgio Machava e a Profa. Doutora Tatiana Kuleshov vai minha maior gratidão pelo apoio intensivo em cada passo da realização deste trabalho.
À Administração Regional de Águas da Região Sul (ARA-SUL) por ter facilitado a localização dos pontos de amostragens e ajuda nas actividades do trabalho de campo.
Á todos docentes do Departamento de Ciências Biológicas, especialmente o Prof. Doutor Adriano Macia, dra. Damboia Cossa, Prof. Doutor Salomão Bandeira, Doutor Almeida Guissamulo, Doutora Nédia Matusse e dr. Mizeque Mafambissa vai o meu agradecimento pelo ensino, auxílio e conselhos. E aos meus colegas Fátima Inácio, Edna Macule, Sousa Mário, Cremildo Manjala, Benilde Araújo e o Dias Napulo vai o meu agradecimento pelo carinho, companheirismo, auxílio mútuo e contribuições.
Aos meus pais Jonas Tacuana e Celina João, minha namorada Delsa Francisca António (Dapaz) agradeço pelo encorajamento, força e preocupação amorosa. Sem esquecer do meu irmão Albino Tacuana e amigo Ussene César que constantemente me auxiliaram nos momentos de aflição e necessidade.
Finalmente, à família Cumbana e ao grande amigo Alfredo Cumbana, aos meus cunhados (João e Jorge Doio), aos meus companheiros da jornada da vida, o Emilson Nhampossa, Jacob Mapossa, Fernando Muthi, Chafrodine Ibraimo, Jacob e Issaka Paulo, e à todos que directa ou indirectamente me ajudaram ou contribuíram na realização deste trabalho bem como na minha carreira estudantil o meu
ii DECLARAÇÃO DE HONRA
Declaro por minha honra que este relatório é fruto de uma investigação por mim realizada e não foi submetida para outro grau ou finalidade que não seja o indicado: “Licenciatura em Biologia Marinha Aquática e Costeira” pela Universidade Eduardo Mondlane em Maputo, Moçambique
Maputo, 6 de Novembro de 2018
--- (Samuel Jonas Tacuana)
iii DEDICATÓRIA
Dedico este trabalho em memória dos meus irmãos: Joaquim, Lucas e Lázaro Tacuana.
Aos meus pais: Jonas Tacuana e Celina João, aos meus irmãos, Albino Tacuana, Teresa Tacuana e Elina Mapossa e por fim a minha namorada Delsa António (Dapaz) e meu irmão em Cristo e padrinho Lovemore Fungulane pelo apoio emocional e carinho prestado nos momentos da minha carreira estudantil e à todos os que, com todo amor e dedicação, contribuíram para a minha formação académica.
iv RESUMO
O método tradicional de avaliar a qualidade de água dos ecossistemas aquáticos é através de medições dos parâmetros físico-químicos da água. No entanto, tais avaliações reflectem apenas a concentração de poluentes no momento de amostragem e não de eventos passados. Com o objectivo de testar a aplicabilidade do uso de macroinvertebrados aquáticos como bioindicadores de qualidade de água do rio Umbeluzi - Maputo, foi aplicado o Sistema de Pontuação Sul-Africano (SASS5) juntamente com o índice ASPT e %EPT. A amostragem foi realizada nos meses de Outubro a Dezembro de 2017. Os resultados mostraram que as análises físico-químicos da água e as pontuações médias dos índices bióticos apresentaram variações dependendo do ponto seleccionado. Resultados revelaram que a qualidade da água do rio era “crítica” a “duvidosa” de acordo com as classificações dos índices bióticos (SASS5, ASPT e %EPT), sendo que, apenas um ponto de amostragem (Ponto 2) configurou-se como o “ponto” menos impactado, com água de qualidade “boa”. Na validação, em grande medida, os níveis de poluição da água indicados pelos macroinvertebrados aquáticos foram considerados semelhantes com as condições encontradas nos locais amostrados, e em grande parte em concordância com a classificação da qualidade da água baseado nos parâmetros físicos-químicos, ainda que estes não tenham conseguido até certo ponto discriminar os níveis de poluição em diferentes pontos amostrados. Resultados obtidos neste trabalho indicam que macroinvertebrados aquáticos podem ser usados como bioindicadores na avaliação dos níveis de poluição do rio, isto é, estes organismos podem ser aplicados como bioindicadores na avaliação da qualidade da água em ecossistemas aquáticos tal como o rio Umbeluzi.
Palavras-chave: Bioindicadores, macroinvertebrados aquáticos, qualidade de água, rio Umbeluzi, SASS5.
v LISTA DE ABREVIATURAS
ANOVA Analysis of variance/ Análise de variância
ARA - SUL Administração Regional de Águas da Região Sul ASPT Average Score per Taxon/ Pontuação Média por Táxon
BMWP Biological Monitoring Working Party/ Grupo de Trabalho de Monitoramento Biológico
DO Dissolved oxygen/ Oxigénio Dissolvido
DWAF Department of Water Affairs and Forestry/ Departamento de Assuntos de Água e
Floresta
DCB Departamento de Ciências Biológicas FNI Fundo Nacional de Investigação EPT Ephemeroptera-Plecoptera-Trichoptera
GSM Biotope Gravel, Sand & Mud / Biótipo Cascalho, Areia & Lodo
IIA Instituto de Investigação em Águas
LNHAA Laboratório Nacional de Higiene, Águas e Alimentos LQ Limites de Quantificação
MCTESTP Ministério da Ciência, Tecnologia, Ensino Superior e Técnico Profissional pH Potencial de Hidrogénio
SASS 5 South African Scoring System (SASS) Version 5/ Sistema de Pontuação Sul-africano
Versão 5
S Biotope Stone/ Biótipo Pedras
SIC Stones in current/ Pedras na correnteza
SOOC Stones out of current/ Pedras fora da correnteza
TDS Total Dissolved Solids/ Sólidos Totais Dissolvidos
T(oC) Temperatura em graus celsius TP Tolerância a poluição
UEM Universidade Eduardo Mondlane Veg Biotope vegetation/ Biótipo vegetação
vi LISTA DE FIGURAS
Figura 1. Mapa dos Pontos de amostragens ao longo do rio do Umbeluzi ... 11
Figura 2. Os pontos amostrados durante o período de estudo ... 18
Figura 3. Os principais grupos de táxon observados no rio durante o período de estudo. ... 21
Figura 4. Diferenças de pontuação total do SASS5, ASPT e %EPT entre os pontos do rio durante o período de estudo. ... 26
Figura 5. Diferenças de pontuação total do SASS5, ASPT e %EPT entre os meses de amostragens na área de estudo. ... 27
LISTA DE TABELAS Tabela 1. Categorização dos parâmetros físicos da água de um ecossistema aquático ... 14
Tabela 2. Categorização da qualidade da água sob ponto de vista da dureza para uso doméstico ... 14
Tabela 3. Categorização da qualidade de água sob ponto de vista da turbidez ... 15
Tabela 4. Categorização dos nutrientes na qualidade da água de um ecossistema aquático ... 15
Tabela 5. Categorização do teor do fósforo na qualidade da água de um ecossistema aquático ... 15
Tabela 6. As classes ecológicas atribuídas às pontuações SASS5 e ASPT e sua descrição conforme as Directrizes de Interpretação de Dados SASS5 . ... 16
Tabela 7. Percentagem EPT e a sua respectiva categorização . ... 17
Tabela 8. Classificações médias dos parâmetros físico-químicos da água por cada ponto amostrado durante o período de estudo. ... 20
Tabela 9. Valor de SASS5, ASPT e % EPT para cada biótipo dos pontos do rio no mês de Outubro. ... 23
Tabela 10. Valor de SASS5, ASPT e % EPT para cada biótipo dos pontos do rio no mês de Novembro ... 24
Tabela 11.Valor de SASS5, ASPT e %EPT para cada biótipo dos pontos do rio no mês de Dezembro. 25 Tabela 12. Comparação das classificações da qualidade global do rio entre os índices bióticos e as variáveis físico-químicos durante o período de estudo. ... 28
vii LISTA DE ANEXO
Anexo A. Levantamento das famílias de macroinvertebrados aquáticos e as Pontuações de SASS5, ASPT e % EPT calculado em todos os pontos do rio durante o período de estudo ---46 Anexo B.Categorização mensal das medições dos parâmetros físicos-quimicos da água e índices bióticos (SASS-5, ASPT e %EPT) nos pontos do rio ---60 Anexo C. Comparação entre as classificações qualitativas da água dos índices bióticos e as variáveis físico-químicos da água nos pontos do rio durante o período de estudo ---62 Anexo D. Análises estatísticas (ANOVA, teste de Kruskal-Wallis, Test de Tukey HSD e Qui quadrado) das variáveis de qualidade de água amostrada no rio durante o período de estudo ---64
viii ÍNDICE AGRADECIMENTOS ... i DECLARAÇÃO DE HONRA ... ii DEDICATÓRIA ... iii RESUMO ... iv LISTA DE ABREVIATURAS ... v LISTA DE FIGURAS ... vi LISTA DE TABELAS ... vi
LISTA DE ANEXO ... vii
1. INTRODUÇÃO ... 1
2. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA ... 3
2.1. Organismos Indicadores ... 3
2.2. Macroinvertebrados Aquáticos ... 3
2.3. Índices Bióticos ... 4
2.4. Estudos com Macroinvertebrados Aquáticos em Moçambique ... 6
2.5. A Escolha de Macroinvertebrados Aquáticos para Inferir a Qualidade do Habitat ... 7
3. OBJECTIVOS ... 8 3.1. Geral ... 8 3.2. Específicos ... 8 4. HIPÓTESES ... 8 5. ÁREA DE ESTUDO ... 9 6. METODOLOGIA ... 12 6.1. MATERIAIS ... 12
6.1.1. Equipamentos de Protecção Individual ... 12
6.1.2. Materiais do Campo ... 12
6.1.3. Materiais Laboratoriais ... 12
6.2. MÉTODOS ... 13
6.2.1. Colheita e processamento das amostras ... 13
6.3. Análise de dados ... 14
6.3.1. Parâmetros físico-químicos ... 14
6.3.2. Índices bióticos ... 16
6.3.3. Análise Estatística ... 17
7. RESULTADOS ... 18
7.1. Avaliação visual dos locais de amostragens ... 18
ix
7.3. Classificação dos índices bióticos (SASS5, ASPT e % EPT) ... 21
7.3.1. Principais famílias de macroinvertebrados aquáticos observados ... 21
7.3.2. Classificação qualidade da água nos pontos do rio por campanha ... 22
7.3.3. A qualidade média da água entre os pontos de amostragem e entre os meses de estudo .... 25
7.4. Comparação entre a classificação da água dos índices bióticos e análises físico-químicos ... 28
8. DISCUSSÃO ... 29
8.1. Classificação da qualidade da água baseada nas variáveis físico-químicos ... 29
8.2. Classificação da qualidade da água pelos Índices bióticos ... 30
8.3. Comparações entre os índices bióticos e variáveis físico-químicos ... 34
9. CONCLUSÃO ... 36 10. LIMITAÇÕES E RECOMENDAÇÕES ... 37 10.1. Limitações ... 37 10.2. Recomendações ... 37 11. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ... 38 12. ANEXOS ... 46
Anexo A. Levantamento das famílias de macroinvertebrados aquáticos e as Pontuações de SASS5, ASPT e % EPT calculado em todos os pontos do rio durante o período de estudo. ... 46
Anexo B.Categorização mensal das medições dos parâmetros físicos-quimicos da água e índices bióticos (SASS-5, ASPT e %EPT) nos 4 pontos do rio. ... 60
Anexo C. Comparação entre as classificações qualitativas da água dos índices bióticos e as variáveis físico-químicos da água nos pontos do rio durante o período de estudo. ... 62
Anexo D. Análises estatísticas (ANOVA, teste de Kruskal-Wallis, Test de Tukey HSD e Qui quadrado) das variáveis de qualidade de água amostrada no rio durante o período de estudo. ... 64
1 1. INTRODUÇÃO
Os rios são ecossistemas aquáticos de grande valor ecológico, com uma rica fauna que consiste em comunidades com estruturas complexas e alto valor biológico e social (Benetti et al., 2012). Todavia, a sua tipologia torna-os frágeis e vulneráveis às mudanças ambientais, especialmente aquelas relacionadas às perturbações de origem antropogénica, que muitas vezes implicam uma degradação irreversível de sua biota, comprometendo a funcionalidade do habitat aquático (Beasley e Kneale, 2003; Dahl et al., 2004). Estas perturbações e alterações têm como consequência a diminuição da qualidade da água em função da desestruturação do ambiente físico, químico e alteração da dinâmica natural das comunidades biológicas (Goulart e Callisto, 2003; Souza, 2013).
Durante muitas décadas, a qualidade de água dos sistemas lóticos (rios, riachos, lagos e lagoas) foi sempre analisada sob ponto de vista físico-químico e microbiológico, sem considerar a fauna local, sendo que esta avaliação indica simplesmente uma variação temporária do ambiente, enquanto a biota aquática pode fornecer um histórico das condições do meio de forma mais abrangente (Karr, 1999; Fernandes, 2007). Mesmo que as análises físico-químicas demonstrem o estado da qualidade da água, o ideal é associar esses métodos tradicionais de avaliação com métodos biológicos, permitindo assim uma caracterização mais completa e abrangente dos aspectos biológicos e a interacção destes com o meio físico (Baptista et al., 2014; Pimenta et al., 2015).
Desde a década 70, muitos pesquisadores argumentam que as variáveis tradicionais de classificação de águas (físicas, químicas e bacteriológicas) não são suficientes, sendo que, estas são particularmente deficientes na avaliação da qualidade estética, de recreação e ecológica do ambiente (Cairns e Dickson, 1971; Armitage et al., 1983; Kenney et al., 2009).
Com efeito, nas últimas décadas, países e organizações em todo o mundo vêm desenvolvendo bioindicadores para identificar e quantificar os efeitos de alguns stressores, particularmente, as métricas associadas a comunidades biológicas (Queiroz et al., 2008; Souza, 2013; Patrick et al., 2015). O uso destes bioindicadores para medir a qualidade da água está baseado nas respostas dos organismos em relação as variações do meio em que vivem de forma integrada, às tensões de múltiplas escalas espaciais ou temporais (Patrick et al., 2015). Como os rios estão sujeitos a inúmeras perturbações que podem ser de origem antrópica ou natural, a biota geralmente, reage a estes estímulos (Buss et al., 2003; Fernandes, 2007).
2 Actualmente, em todo o mundo, macroinvertebrados aquáticos têm sido utilizados com sucesso na avaliação da integridade biológica dos ecossistemas de rios, por integrarem várias características, que mostram ter sensibilidade à poluição orgânica (Rosenberg e Resh, 1993; Salcedo, 2006; Patrick et al., 2015). A tolerância destes grupos de organismos frente as perturbações ambientais pode ser classificada em três grupos nomeadamente: organismos sensíveis ou intolerantes; organismos tolerantes e o grupo dos organismos resistentes (Goulart e Callisto, 2003).
Em Moçambique, estudos de avaliação de qualidade de água em rios usando métodos tradicionais (químicos, físicos e microbiológicos) têm sido efectuados (Amaral, 1980; Albino, 2012; Cossa, 2015). Entretanto, no rio Umbeluzi em particular não existem estudos de macroinvertebrados aquáticos como bioindicadores que podem expressar a saúde ou qualidade de água do rio, na dimensão biótica.
Um dos grandes problemas registados actualmente neste rio além da seca, são as crescentes actividades humanas que por sua vez, parecem influenciar de forma negativa a estrutura e funcionamento das comunidades aquáticas, e a qualidade da água em si (Albino, 2012; Caldeira, 2017). Assim, o presente estudo surge para testar o uso de macroinvertebrados aquáticos como bioindicadores de qualidade de água, isto é, se estes organismos podem expressar ou responder de forma eficaz a qualidade da água do rio Umbeluzi face as perturbações antropogénicas e naturais que ocorrem neste ecossistema (Cairns e Dickson, 1971; Kenney et al., 2009).
Desta forma, o presente estudo vai constituir uma ferramenta de avaliação das respostas destas comunidades biológicas às modificações das condições ambientais originais e disponibilizar subsídios que auxiliem na recomendação do uso destes como um dos métodos de classificação da qualidade de água dos ecossistemas aquáticos.
3 2. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
2.1. Organismos Indicadores
Espécies indicadoras ou bioindicadores são definidas como sendo a espécie ou grupo de espécies, que têm necessidades físicas, químicas e ambientais particulares (Queiroz et al., 2008). Alterações como a presença ou ausência, fisiologia, morfologia, abundância ou o comportamento dessas espécies, indicam que algumas variáveis químicas e físicas do habitat estão fora dos limites toleráveis (Souza, 2013). A premissa básica do uso dos bioindicadores para avaliar a qualidade da água é que a presença de uma espécie em números elevados significa que suas necessidades físicas, químicas e nutricionais estão sendo supridas de forma eficaz (Rosenberg e Resh, 1993; Callisto et al., 2001; Queiroz et al., 2008).
A avaliação tradicional da qualidade da água, utilizando apenas as variáveis físicas e químicas, tem sido associada a avaliações que também englobam as características biológicas do sistema, uma vez que a poluição química provocada por fontes não-pontuais pode ser transitória e imprevisível e a interpretação das consequências deste impacto sobre a biota pode ser confundida com a co-ocorrência de distúrbios físicos do habitat (Fernandes, 2007).
Assim, a partir do final da década de 1960, muitos países da Europa passaram a utilizar metodologias de avaliação com índices bióticos, que consistem em atribuir um valor (score), para cada espécie com base em sua tolerância ao impacto, desde então, diversos índices surgiram e foram testados (Buss et al., 2003). De uma forma geral, os índices foram desenvolvidos com base em padrões gerais de tolerância, distribuição geográfica e valor indicativo do organismo bioindicador (Souza, 2013). Os índices bióticos são uma das maneiras mais comuns de estabelecer a qualidade biológica, e se expressam em forma de um valor numérico único que sintetiza as características de todas as espécies presentes (Souza, 2013).
2.2. Macroinvertebrados Aquáticos
Macroinvertebrados são animais invertebrados (anelídeos, crustáceos, moluscos, insectos e outros grupos de organismos) visíveis a olho nú, que habitam no substrato (sedimentos, macrófitas, algas filamentosas, detritos) e outros habitats disponíveis nos corpos de água doce, durante pelo menos parte do seu ciclo de vida (Alba-Tercedor e Sánchez-Ortega, 1988; Bonada et al., 2006). Estes organismos são de fundamental importância no ambiente aquático, por desempenharem um papel central na dinâmica de nutrientes, transformação da matéria e fluxo de energia dentro do ecossistema (Salcedo, 2006; Moreyra e Fonseca, 2007; Patrick et al., 2015).
4 Os macroinvertebrados aquáticos por possuírem maioritariamente uma vida sedentária ou de motilidade reduzida e que vivem fixos ao sedimento, suas populações são as primeiras a sofrerem as consequências deletérias das actividades humanas (Queiroz et al., 2008). Além disso, o sedimento é a parte que concentra grande parte de toda carga poluidora que entra no ambiente aquático, onde geralmente os teores de oxigénio dissolvido podem, rapidamente, atingir teores limitantes à vida da fauna aquática (Kuhlmann et al., 2012).
As vantagens que os macroinvertebrados têm em relação a outros organismos indicadores, incluem a ocorrência, a abundância e a facilidade de colecta, para além de ser uma riqueza de espécies que oferecem amplo espectro de respostas ambientais e a sensibilidade diferencial a uma variedade de poluentes (Camargo et al., 2004; Bonada et al., 2006).
Em relação à tolerância destes grupos de organismos frente as perturbações ambientais podem ser classificadas em três grupos nomeadamente: (I) O grupo de organismos sensíveis ou intolerantes, aqueles constituídos principalmente por representantes das ordens de insectos aquáticos (Ephemeroptera, Trichoptera e Plecóptero) caracterizado por possuírem elevada necessidade de níveis de oxigénio dissolvido na água, devido a sua grande sensibilidade à poluição orgânica e alterações do meio (Goulart e Callisto, 2003); (II) O grupo de organismos tolerantes, que abrangem uma ampla variedade de insectos aquáticos e outros invertebrados, incluindo moluscos, bivalves, algumas famílias de Díptera. Este grupo é caracterizado por possuir menor necessidade de concentrações de oxigénio dissolvido (Goulart e Callisto, 2003). E finalmente, (III) o grupo de organismos resistentes ou extremamente tolerantes a poluição, formado maioritariamente por larvas de Chironomidae e outros Díptera e pela classe Oligochaeta (Goulart e Callisto, 2003; Souza, 2013).
2.3. Índices Bióticos
Na África do Sul, o uso de macroinvertebrados na biomonitorização dos recursos hídricos tornou-se popular com o desenvolvimento do Sistema de Pontuação Sul-Africano (SASS), e posteriormente foi incorporado ao programa nacional de saúde do rio (National River Health Programme) como um dos seus índices biológicos (Chutter, 1998; Dickens e Graham, 2002).
O índice de SASS5 (Sistema Africano de Pontuação Versão 5) é uma adaptação às condições Sul-Africanas a partir do método Britânico do Grupo de Trabalho de Monitoramento Biológico (BMWP) baseado na presença das famílias de macroinvertebrados aquáticos e sua sensibilidade percebida para mudanças na qualidade da água (Chutter, 1998; Dickens e Graham, 2002). O método SASS5 incorpora
5 todos os biótipos disponíveis em um local, e fornece uma indicação da integridade da comunidade de macroinvertebrados pelo registo da presença de famílias de macroinvertebrados no local (Dickens e Graham, 2002). O SASS5 também pode ser expresso pelo Valor médio por táxon (ASPT) ao dividir a pontuação do SASS5 pelo número de famílias pontuadas na amostra (Odume, 2011; Mwangi, 2014). A ampla aceitação e aplicação do SASS5 como ferramenta de biomonitorização podem ser atribuídas às seguintes razões: (I) facilidades de manusear e sem necessidades de equipamentos sofisticados; (II) metodologia barata com resultados facilmente interpretáveis; (III) amostragem geralmente não destrutiva, excepto onde colecções representativas são necessárias (Odume, 2011).
No entanto, como o SASS é um método de bioavaliação rápido desenvolvido para avaliação rápida da qualidade da água ambiental, possui algumas limitações (Odume, 2011). Por exemplo, é um índice biótico único e, como tal, mascara a informação ecológica de todos os níveis do ecossistema, que é, a partir de níveis individuais, da população e da comunidade (Odume, 2011).
Vários estudos mostraram que uma abordagem multimétrica, ou seja, o uso de métricas múltiplas de diferentes níveis e funções dos ecossistemas em vez de um único índice biótico proporcionaria informações ecológicas mais robustas necessárias para o gerenciamento dos recursos hídricos (Lucke e Johnson, 2009; Sanchez- Montoya et al., 2010; Odume, 2011). Além disso, devido à sua natureza de avaliação rápida, a resolução taxonómica no SASS5 é a nível de família. Portanto, as mudanças na composição, abundância e distribuição de espécies dentro de uma família em relação as mudanças ambientais na qualidade da água podem não ser detectadas (Roach et al., 2000). Essas limitações colocaram a necessidade de exploração e possível aplicação de outros métodos intensivos que poderiam ser utilizados junto com a SASS na avaliação da qualidade ambiental da água no rio (Odume, 2011). As métricas são partes mensuráveis ou processos de um sistema biológico que demonstram mudanças de valor em resposta a mudanças causadas por actividades antropogénicas em um ecossistema (Ofenbock et
al., 2004). O uso combinado de métricas múltiplas tem sido frequentemente utilizado para avaliar a
deterioração da qualidade da água em rios (Klemm et al., 2002; Vlek et al., 2004; Baptista et al., 2007; Trigal et al., 2009).
As taxas EPT (Ephemeroptera, Plecoptera, Trichoptera) são consideradas sensíveis à poluição, e como tal, o nível de degradação em um local pode ser determinado através da avaliação da presença dos táxones Ephemeroptera, Trichoptera e Plecóptero (Barbour et al, 1999). A alta riqueza de taxas EPT indicaria pouca ou nenhuma degradação, enquanto uma baixa riqueza de taxa EPT indicaria alto nível de degradação do habitat e consequentemente baixa qualidade da água (Rosenberg e Resh, 1993).
6 2.4. Estudos com Macroinvertebrados Aquáticos em Moçambique
Em Moçambique, estudos de avaliação de qualidade de água em diferentes rios usando diferentes métodos tradicionais (químicos, físicos e microbiológicos) têm sido efectuados (Amaral, 1980; Mussagy, 1990; Lindberg e Lirås, 1997; Pedro et al., 2011; Albino, 2012; Cossa, 2015). Entretanto, não existem registos de casos específicos ou estudos de caso que abordam a bioavaliação da qualidade de água usando macroinvertebrados aquáticos, restringindo em parte aos estudos de avaliação do impacto ambiental (Jeffares e Green, 2014; Deacon, 2014).
Todavia, diferentes estudos têm sido realizados no rio Umbeluzi desde o primeiro estudo de geomorfologia em 1973, e outros que realçam a vulnerabilidade da bacia devido aos factores antropogénicos e naturais (Amaral, 1980; Albino, 2012). Entretanto, há ausência de pesquisas com macroinvertebrados aquáticos como indicadores de qualidade da água do rio, na dimensão biótica.
As ferramentas de biomonitoramento para avaliação da qualidade da água ainda são escassas para muitos países em desenvolvimento, incluindo Moçambique, resultando na adopção de ferramentas desenvolvidas em outros países. Em muitos casos, sua aplicabilidade a um novo ambiente com diferentes condições climáticas ainda não foi explicitamente avaliada.
O rio Umbeluzi é um dos rios de maior atenção na província de Maputo por garantir o abastecimento de água potável para o consumo nas cidades de Maputo, Matola e Distrito de Boane, através da Albufeira dos Pequenos Libombos (Albino, 2012). Todavia, a saúde e o estado de conservação deste recurso hídrico deve ser do interesse de todos, por meio de uma gestão participativa e integrada.
No baixo curso da bacia do Umbeluzi, o controlo de qualidade da água é realizado sistematicamente pela ARA-Sul, uma instituição dotada de personalidade jurídica e com autonomia administrativa, e que é tutelada pelo Ministério das Obras Públicas e Habitação através da Direcção Nacional de Gestão de Recursos Hídricos (Albino, 2012).
Do estudo promovido pela ARA-SUL em 2011, foram registrados elevados teores de turvação no baixo curso do rio, devido as concentrações de partículas suspensas na água, e o comportamento do pH e oxigénio dissolvido que podem estar a ser alterados pela sobrecarga de nitrogénio amoniacal proveniente da actividade agrícola, que podem estar a provocar alterações na vida aquática (Albino, 2012).
7 2.5. A Escolha de Macroinvertebrados Aquáticos para Inferir a Qualidade do Habitat
Actualmente são observados grandes problemas ao longo do rio, como a seca e crescentes actividades humanas como agricultura, actividades recreacionais, lavagem de automóveis e utensílios domésticos que podem estar a influenciar de forma negativa a estrutura e funcionamento das comunidades aquáticas e a qualidade da água em si (Albino, 2012; Caldeira, 2017). O rio também sofre influências das actividades agrícolas mediante a intrusão dos agro-tóxicos no sistema (Muchango; 1999; Albino, 2012), e portanto, a escolha dos macroinvertebrados como bioindicadores na área do estudo, reside no facto destes organismos poderem expressar de forma eficazes a qualquer perturbação (física, química e biológica) que possa fazer sentir-se no local, por estes se alimentarem e habitarem em pontos próximos ao sedimento, onde as substâncias provenientes das actividades agrícolas e recreacionais tendem a acumular-se (Queiroz et al., 2008).
Os macroinvertebrados aquáticos são conhecidos como as comunidades que apresentam elevada diversidade biológica, portanto, o que significa maior variabilidade de respostas frente aos diferentes tipos de impactos ambientais e níveis de contaminantes que não são detectáveis pelos parâmetros físico-quimicos (Goulart e Callisto, 2003; CETESB, 2012; Bem, 2015). Assim, espera-se que estes possam expressar de forma eficaz o estado de saúde do rio Umbeluzi, a fim de disponibilizar subsídios que auxiliem na recomendação do uso destes organismos na avaliação da saúde de ecossistema aquáticos.
8 3. OBJECTIVOS
3.1.Geral:
Testar a aplicabilidade do uso de macroinvertebrados aquáticos como bioindicadores da qualidade de água do rio Umbeluzi, Maputo.
3.2.Específicos:
Classificar o estado da qualidade de água do rio Umbeluzi usando os parâmetros físico-químicos da água.
Classificar o estado da qualidade de água do rio Umbeluzi, com base nos índices de SASS5, ASPT e Percentagem EPT.
Comparar os resultados de classificação da qualidade da água obtidos na avaliação dos parâmetros físico-químicos com as pontuações do SASS5, ASPT e Percentagem EPT.
4. HIPÓTESES
a) H0: A comunidade de macroinvertebrados aquáticos não apresenta um padrão de resposta a alterações de origem antropogénica e natural;
H1: A comunidade de macroinvertebrados aquáticos apresenta um padrão de resposta a alterações de origem antropogénica e natural, modificando sua composição, riqueza e abundância das populações de forma previsível.
b) H0: A fauna de macroinvertebrados aquáticos não é sensível à mudança do meio aquático e não pode ser usada como índice biótico de avaliação das condições ecológicas do ambiente aquático. H1: A fauna de macroinvertebrados aquáticos por ser sensível à mudança do meio aquático pode ser usada como índice biótico de avaliação das condições ecológicas do ambiente aquático.
9 5. ÁREA DE ESTUDO
O presente estudo foi realizado no rio Umbeluzi, que se localiza na região Sul de Moçambique (Figura 1). O rio nasce no Reino da Suazilândia e tem como principais afluentes: os rios Black M´buluzi e o White M´buluzi, ambos confluem com o rio principal aproximadamente a 22 km da fronteira de Goba localizada no Posto Administrativo de Changalane no distrito de Namaacha (Moçambique) por onde o rio Umbeluzi entra em Moçambique (Albino, 2012) através de uma garganta cortada nas cordilheiras dos Pequenos Libombos (Muchangos, 1999).
A área total da bacia do rio Umbeluzi no território Moçambicano é de 2.356 km2 (Muchangos, 1999). Ao atravessar os Pequenos Libombos a bacia foi represada pela construção da Barragem dos Pequenos Libombos para a captação de água potável destinada à cidade de Maputo e para irrigação de mais de 12.000 hectares, dos quais 10.500 hectares a jusante, por gravidade e 1.500 hectares a montante, por bombagem (Muchangos, 1999).
A área de estudo deste trabalho envolve a montante da barragem até o baixo curso da bacia hidrográfica do rio Umbeluzi situada no distrito de Boane na parte Sul da Província de Maputo, a mesma é delimitada pelos paralelos 25° 40’ 22” e 26° 16’ 47” de latitude Sul e pelos meridianos 31° 55’ 43” e 32° 29’ 01” de longitude a Este (Albino, 2012).
Os principais afluentes do rio Umbeluzi em Moçambique são: o rio Calichane que aflui no Umbeluzi na barragem dos Pequenos Libombos e o rio Movene a jusante da barragem (MAE, 2005).
A bacia do rio Umbeluzi se confina ao norte com as bacias dos rios Incomate e Matola e a sul com as bacias dos rios Maputo e Tembe (Muchango, 1999). A foz do rio Umbeluzi faz parte do estuário dos rios Tembe, Matola e Infulene que é denominado de estuário Espírito Santo. Este está situado junto aos Portos de Maputo (Albino, 2012).
O caudal do rio ao longo do ano sofre alterações em função do clima de Moçambique, que caracteristicamente apresenta duas estações, chuvosa (meses de Outubro a Março) e seca (meses de Abril a Setembro) (Muchangos, 1999).
O clima na parte norte e sul da bacia do rio Umbeluzi é clima seco de estepe com estação seca no inverno, enquanto na região de Goba, o tipo de clima é tropical chuvoso de savana. E na zona ocidental, numa pequena área junto a Namaacha o clima é temperado húmido sem estação seca (Albino, 2012) A precipitação média cresce da costa oceânica do Indico até a Cordilheira dos Libombos, partindo de 600 mm3 e atingindo 900 mm3, decresce na região ocidental da cordilheira dos Libombos para 600/700 mm3, aumentando sucessivamente até 1300 mm3 na região mais ocidental da bacia. No mês de Novembro, a época das chuvas tem início na área litorânea e em Outubro, nos Libombos, terminando respectivamente
10 em Março ou Abril (Albino, 2012). A duração da precipitação é de cerca de 6 meses, chegando a 7 ou 8 meses na região da Namaacha (Muchangos, 1999).
A temperatura média anual é cerca de 24ºC, sendo que o período do ano mais frio é o mês de Junho e Julho, e o mais quente é caracterizado no mês de Janeiro e Fevereiro (Muchangos, 1999). A amplitude térmica anual é de 8.8ºC, com a humidade relativa média anual é de 80.5%, variando de um valor máximo de 86% em Julho a um valor mínimo de 73.55%, em Novembro (Muchangos, 1999).
A pluviosidade média anual (PMA) é de 752mm3, variando entre os valores médios de 563.6mm3 no período húmido e 43.6mm³ no período seco, havendo propensão a ciclones, depressões, cheias e secas, que levam a grandes desastres (Albino, 2012).
11 Figura 1. Mapa dos Pontos de amostragens ao longo do rio do Umbeluzi - Distrito de Boane.
12 6. METODOLOGIA
6.1.MATERIAIS
6.1.1. Equipamentos de Protecção Individual Botas de borracha;
Luvas de látex. 6.1.2. Materiais do Campo
Rede de recolha de Macroinvertebrado (Hand-net 1000µm); Máquina fotográfica;
Etiquetas; Ficha de campo; Álcool a 70%;
Tabuleiro de plástico (aproximadamente 20x30 cm); Marcadores permanentes;
Frascos de plásticos de 500 ml (boca larga- macroinvertebrados); Frascos de plásticos de 1.5L;
Aparelho de medição de temperatura, oxigénio dissolvido, pH, condutividade (PCE-PHD1);
Turbidímetro; Cronȏmetro.
6.1.3. Materiais Laboratoriais
Fichas de SASS5 (Dickens e Graham, 2002);
Manuais de identificação de macroinvertebrados aquáticos (Gerber e Gabriel, 2002; Harrison, 2002; Calor, 2007);
Tabuleiro plástico; Pinça;
Luvas de látex; Lupa.
13 6.2. MÉTODOS
A amostragem foi feita em três campanhas (Outubro, Novembro Dezembro) em 4 pontos, desde a região a montante da Barragem dos Pequenos Libombo até ao baixo curso a jusante da ponte Ferroviária de Boane (Figura 1). Para cada ponto de amostragem foram colhidas, com auxílio de uma rede, três amostras de macroinvertebrados aquáticos e colocados em frascos de 500ml, e uma amostra de água em frascos de 1.5L para análise laboratorial dos nutrientes (nitratos, nitritos, amoníaco e fosfatos) e dureza total no LNHAA.
6.2.1. Colheita e processamento das amostras 6.2.1.1.Parâmetros físico-químicos
As medições de temperatura, oxigénio dissolvido, pH, condutividade eléctrica e turbidez foram feitas
in-situ, através do aparelho multi-paramétrico (PCE-PHD1) e turbidímetro (HI93703) em todos os quatros
(4) pontos ao longo do rio de acordo com a metodologia de SASS5 (Dickens e Graham, 2002; Dallas, 2007). Os sólidos totais dissolvidos (TDS) foram determinados pela conversão a partir dos valores de condutividade eléctrica. Para análise de nutrientes [nitratos (NO3-), nitritos (NO2-), fosfatos (PO4) e
amoníaco (NH4)] e dureza de água foram colhidas 1.5L de água em frascos de polietileno em cada ponto
de amostragem, 3 réplicas em cada local totalizando 12 amostras. As amostras foram acondicionadas numa caixa térmica e levadas para o LNHAA para análise antes de completar 24 horas.
6.2.1.2. Colheita dos macroinvertebrados aquáticos
Com o auxílio da rede de macroinvertebrados aquáticos (1000µm), foram colhidas em cada local de amostragem, 3 amostras para os três (3) biótopos disponíveis: Pedras, Vegetação e GSM (Cascalho, Areia & Lodo) de acordo com a metodologia de SASS5. Os procedimentos do uso deste método na colecta dos macroinvertebrados para os sistemas fluviais em diferentes biótipos estão descritos em detalhes nas tabelas A1-A12 (do Anexo A), onde assumiu-se que as condições do Sul de Moçambique são semelhantes em grande parte, às encontradas na África do Sul. O método de colheita SASS5 foi especificamente desenhado para ser compatível com os protocolos internacionais de acreditação desta natureza (Dickens e Graham, 2002). Todos os macroinvertebrados visíveis em todos os três biótipos (Pedras, Vegetação e GSM) foram recolhidos com a rede para uma bandeja e transferidos para um frasco contendo álcool a 70% com auxílio de uma pinça. A recolha foi contínua até que não houvesse sinal de novos indivíduos em cada biótipo por um período de 2 minutos.
14
6.2.1.2.1. Identificação dos organismos
No laboratório, com auxílio de chaves de identificação e manuais de macroinvertebrados aquáticos (Gerber e Gabriel, 2002; Harrison, 2002; Calor, 2007) foram identificados todos macroinvertebrados de cada amostra até o nível da família como indica a metodologia de SASS5.
6.3. Análise de dados
6.3.1. Parâmetros físico-químicos
A classificação física-química da qualidade de água foi feita usando os padrões Sul – Africanos (Tabelas 1 a 5).
Os TDS da água foram calculados usando a fórmula a.
a) TDS (mg/l) = 0.67*Cond. Eléctrica (mS/cm). Onde: 1 mS/m = 10 µS/cm
Tabela 1. Categorização dos parâmetros físicos da água de um ecossistema aquático (DWAF, 1996 e Nel
et al., 2013).
Qualidade da água
Parâmetros Unidades Natural Boa Duvidosa Pobre Crítica
(DO) mg/l >8 6–8 4–6 2–4 <2
pH Unidade 8–6.5 9–8 /6.5˗5.75 10–9 /5.75-5 >10/ <5
TDS (mg/l) <450 450 - 1000 1000 - 2000 2000 - 3000 > 3000 Cond. (mS/m) 0 - 70 70 - 150 150 - 300 300 - 450 > 450
Tabela 2. Categorização da qualidade da água sob ponto de vista da dureza para uso doméstico (DWAF, 1996).
Classe Dureza da água Significado Qualidade de água
I <50 Sem sais (suave) Natural / Excelente
II 50 - 100 Moderadamente sem sais Boa
III 100 - 150 Fracamente dura
Duvidosa
IV 150 - 200 Moderadamente dura
V 200 - 300 Água dura Pobre
VI > 300 Água Muito dura Extremamente Crítica /
15 Tabela 3. Categorização da qualidade de água sob ponto de vista da turbidez (DWAF, 1996).
Classes
Turbidez (NTU)
Qualidade de
água Condição
I <1 Excelente Não é visível a turbidez. Sem efeitos estéticos adversos.
II 1 - 5 Boa
Não é visível a turbidez, portanto, há existência de
transmissão de doenças e os efeitos esteticamente adversos ainda que sejam insignificantes.
III 5 - 10 Duvidosa A turbidez é visível e poderá estar sujeito a objecção para o uso acima de 5 NTU.
IV >10 Severo/crítico
Efeito estético severo (aparência, sabor e odor). Água associada a alto risco de doenças devido as partículas químicas dissolvidas.
Tabela 4. Categorização dos nutrientes na qualidade da água de um ecossistema aquático (DWAF, 1996 e Nel et al., 2013).
Os valores de amónia foram calculados usando a fórmula b:
b) NH3-N (mg/l) = NH4 (mg/l) *0.778 Classes Nitratos /Nitritos [mg/l] Amónia NH3-N (mg/l) Qualidade de água I 0 - 6 <10 Natural II 6 - 10 10 - 20 Boa III 10 - 20 20 - 30 Duvidosa IV >20 30 - 40 Crítica / Inaceitável V >40 Muito crítica
Tabela 5. Categorização do teor do fósforo na qualidade da água de um ecossistema aquático (DWAF, 1996, Nel et al., 2013). Classes Fosfato [mg/l] Qualidade da água Significado
I <0.005 Excelente Baixo teor de nutrientes e sem problema de qualidade de água
II 0.005 – 0.025 Boa Nível intermediário de nutrientes com emergência de problemas de qualidade de água
III 0.025 – 0.125 Duvidosa Nível elevado de nutrientes e aumento de frequências dos problemas de qualidade de água
0.125 – 0.25 Pobre
IV >0.25 Muito crítica Nível excessivo de nutrientes e problemas de qualidade de água quase constante
16 6.3.2. Índices bióticos
Os índices bióticos (SASS5, ASPT e Percentagem EPT) foram calculados com base nas fórmulas b, c e d buscando classificar a qualidade da água através dos macroinvertebrados aquáticos.
SASS5
Os valores de SASS5 foram achados fazendo o somatório das pontuações de todas famílias presentes no local. As pontuações de sensibilidades das famílias estão descritas no SASS5.
c) SASS5= ΣVT
Onde: VT= valor de tolerância para cada família Valor médio por táxon (ASPT)
O índice ASPT (Average Score Per Taxon) foi calculado ao dividir a pontuação SASS5 pelo número total de taxas encontradas no local (formula b).
d) SASS5-ASPT
=
Pontuação SASS5No. de Taxa
Tabela 6. As classes ecológicas atribuídas às pontuações SASS5 e ASPT e sua descrição conforme as Directrizes de Interpretação de Dados SASS5 (Dallas, 2007).
Classe Qualidade Pontuação Significado
da Água SASS5 ASPT
A Natural >140 >7 Águas muito limpas
B Boa 100-140 6 São evidentes, alguns efeitos de contaminação
C Duvidosa 60-100 5 Águas contaminadas
D Crítica 30-60
<5 Águas muito contaminadas
E Extr. Crítica <30 Águas fortemente contaminadas
Extr.=extremamente
Percentagem EPT
O EPT incorpora a informação relativa a todos os organismos destas ordens presentes na amostragem (Souza, 2013). E os valores das percentagens EPT foram calculados com base na fórmula d:
d) %EPT = nº taxa (EPT)
17 Tabela 7. Percentagem EPT e a sua respectiva categorização (Gonçalves, 2007).
Classes % EPT Qualidade de água
A 75%-100% Natural
B 59%-74% Boa
C 25%-49% Duvidosa
D <24% Má/crítica
6.3.3. Análise Estatística
Os dados colhidos foram analisados, através do pacote estatístico “Statistic” versão 8.0, onde testou-se os pressupostos de normalidade (Teste de Shapiro-Wilk) e homogeneidade de variâncias (Teste de Levene) para o índice de SASS5, ASPT e EPT (variáveis dependentes) e os pontos de amostragens (variáveis independentes). Os pressupostos de normalidade não foram satisfeitos em alguns casos para a comparação das médias da qualidade de água para diferentes pontos de amostragem durante o período de estudo, sendo assim, foi feito o teste não paramétrico de Kruskal – Wallis para mais de 2 grupos independentes, correspondente a ANOVA não paramétrica.
Para os dados com distribuição normal foi realizado a análise de variância (ANOVA ONE-WAY) para verificar diferenças significativas dos dados da qualidade de água (índices bióticos) e variáveis físico-químicos entre os pontos de amostragens na mesma campanha (mês) e no período global do estudo. ANOVA foi usado para testar a hipótese nula de que não existe diferenças significativas entre as médias das variáveis (índices bióticos e variáveis físicos-químicos) da qualidade de água entre os pontos do rio. O mesmo teste também foi usado para testar se existem diferenças significativas (p <0.05) das mesmas variáveis de qualidade da água entre as campanhas ou meses na área de estudo. Também foi usado o Teste de Tukey HSD para verificar as diferenças significativas de SASS5 entre os pontos amostrados para cada mês.
Foram feitas as comparações qualitativas das classificações da qualidade de água das pontuações dos índices bióticos (SASS5, ASPT e %EPT) com os resultados das análises físico-químicos da água (pH, condutividade eléctrica, TDS, turbidez, dureza total, nitratos, nitritos e amónia).
18 7. RESULTADOS
7.1. Avaliação visual dos locais de amostragens
O registo fotográfico de cada ponto de amostragem foi feito sequencialmente para fornecer o histórico visual das condições de avaliação de cada local do rio observado na avaliação de campo (Figura 2). O Ponto 1 (A) foi caracterizado pela erosão nas margens do rio, vegetação ribeirinha com uma condição relativamente boa e águas pouco turvas. A vegetação marginal e ribeirinha do Ponto 2 (B) mostrou-se ter condições naturais não modificadas, com águas transparentes e sem registo de erosão. Os Pontos 3 e 4 (C e D) estão localizados mais próximos dos campos agrícolas da empresa Bananalândia e foram caracterizados pela presença de resíduos sintéticos, intensas actividades humanas e as zonas marginais modificadas e águas com odor característico.
Figura 2. Os pontos amostrados durante o período de estudo (Outubro, Novembro e Dezembro). Sendo que, A- Baixo curso a montante da Barragem dos Pequenos Libombo; B - Baixo curso a jusante da Barragem dos Pequenos Libombo; C - jusante à travessia da Ponte de Mafuaiane e a D- travessia sobre a Ponte de Boane.
19 7.2. Parâmetros físico-químicos da qualidade da água
Os valores dos parâmetros físico-químicos calculados nos pontos amostrados durante o período de estudo (Tabela 8) revelaram que não existem diferenças significativas entre os dados mensais das variáveis físico-químicos na área de estudo (Anexo D, Tabelas D20-D23). Sendo que os valores do pH, turbidez, nitratos (NO3-), nitritos (NO2-) e amónia (NH3-N) apresentaram valores dentro dos limites de tolerância
para o consumo humano, o que indica qualidade “boa” a “natural” com excepção do Ponto 1 que mostrou qualidade “crítica” para os valores de turbidez. A condutividade e TDS registaram valores acima do recomendável pelo DWAF ou de qualidade “crítica” respectivamente, e a dureza total classificou a água nos intervalos de qualidade “duvidosa” em todos os pontos amostrados durante o período de estudo. Em termos de diferenças entre os pontos, resultados mostraram que havia diferenças significativas entre os pontos amostrados no parâmetro turbidez (Anova: F =11, p <0.05) durante o período de estudo (Anexo D, Tabela D29). Os valores de turbidez estavam acima da faixa de classificação da qualidade “boa” no Ponto 1 comparativamente aos outros “pontos”, classificando a água como de qualidade “crítica” neste ponto (Tabela 8). Por outro lado, outras variáveis (pH, condutividade elétrica, TDS, dureza total, nitratos, nitritos e amónia) físico-químicas não apresentaram diferenças significativas entre os “pontos” durante o período de estudo (Anexo D, Tabelas D29-D30).
20 Tabela 8. Classificações médias dos parâmetros físico-químicos da água por cada ponto amostrado durante o período de estudo.
X±Std.Dev (P1) Classificação X±Std.Dev (P2) Classificação X±Std.Dev (P3) Classificação X±Std.Dev (P4) Classificação Par âme tr os físi co -q u ímic os
pH 7.6±0.2 Natural 8.4±0.4 Boa 8.9±1.3 Boa 7.6±0.1 Natural
Cond. (mS/m) 663±80.1 Crítica 733±70.7 Crítica 717±64.9 Crítica 706±6.56 Crítica
TDS (g/l) 4.3±0.5 Crítica 4.7±0.4 Crítica 4.6±0.4 Crítica 4.5±0.04 Crítica
Turbidez (NTU) 15.7±5.7 Crítica 3.0±0.2 Boa 4.6±0.4 Boa 2.0±0.9 Boa
Dureza total 160±5.3 Duvidosa 146±20.8 Duvidosa 140±43.6 Duvidosa 178±58.4 Duvidosa Nitratos (mg/l) 0.40±0.06 Natural 0.40±0.01 Natural 0.40±0.06 Natural 0.40±0.12 Natural Nitritos (mg/l) 0.02±0.01 Natural 0.02±0.01 Natural 0.02±0.01 Natural 0.02±0.01 Natural Amónia (mg/l) 0.023±0.0 Natural 0.023±0.0 Natural 0.023±0.0 Natural 0.023±0.0 Natural
21 7.3. Classificação dos índices bióticos (SASS5, ASPT e % EPT)
7.3.1. Principais famílias de macroinvertebrados aquáticos observados
Os principais representantes das famílias de macroinvertebrados aquáticos observados em todos os pontos do rio foram os Triaridae e Baetidae (Figura 3), com maior abundância de Triaridae nos Pontos 3 e 4. O grupo dos Atiydae foi exclusivamente observado no Ponto 2 da área do estudo, e os valores elevados de taxas associados a elevada abundância foram encontrados no Ponto 2. Grupos como Ecnomidae, Hydropsychidae, alguns representantes da família Libettulidae, Chiromidae e Triaridae foram mais abundantes nas amostras do Ponto 2.
Figura 3. As principais famílias observadas no rio durante o período de estudo. Onde: A - Libettulidae; B-Dyscitidae; C-Hydropsychidae; D-Psychodidae; E- Atiydae; F- Corbiculidae G-Coenagrionidae; H- Triaridae; I-Tricorythidae J-Oligochaeta; K-Baetidae; e L- Ecnomidae.
22 7.3.2. Classificação qualidade da água nos pontos do rio por campanha
O valor de SASS5, ASPT e a %EPT foram avaliados em cada um dos biótipos de cada ponto de amostragem nos meses de Outubro, Novembro e Dezembro (Tabela 9, 10 e 11). No Ponto 1 não foi observado o biótipo “pedras” para os meses de Outubro e Novembro; e para os Pontos 2 e 4 não foram observados os biótipos GSM para os 3 meses de amostragem. Sendo que o valor de SASS5, ASPT e %EPT é o resultado das pontuações dos dois (2) bióticos disponíveis, com a excepção do Ponto 3 onde não foram encontrados os 3 biótipos.
Diferenças significativas dos dados do índice de SASS5 foram verificadas no mês de Outubro entre os pontos do rio (ANOVA, F=17.3; p <0.01) (Anexo D, Tabela D2). Sendo que o Ponto 2 registou o valor mais elevado (> 140) em relação aos outros pontos, classificando a água como de qualidade “excelente” contra a qualidade “critica” dos Pontos 1, 3 e 4. Uma vez que a diferença foi significativa entre os dados dos pontos, o teste de comparação múltipla mostrou que existe uma diferença significativa entre o Ponto 2 dos Pontos 3 e 4 respectivamente (p <0.01).
Os valores do índice ASPT (Figura 5) revelaram que não existem diferenças significativas nas médias dos dados da qualidade da água do rio entre os pontos no mês de Outubro (ANOVA, F=4.49; p> 0.05) (Anexo D, Tabela D3). Contudo, a classificação qualitativa da água revela que a água era de qualidade “boa” nos Pontos 1 e 2 e “duvidosa” nos Pontos 3 e 4 respectivamente. A %EPT não registou diferenças significativas entre os pontos no mês de Outubro (x2=4, p> 0.05) (Anexo D, Tabela D4). Com base neste índice a qualidade total da água foi “duvidosa” com a excepção do Ponto 1 que mostrou a qualidade “crítica”.
23 Tabela 9. Valor de SASS5, ASPT e % EPT para cada biótipo dos pontos do rio no mês de Outubro.
Biótipos
Pontos Parâmetros S Vegetação GSM Total Classificações da qualidade da água
P1 SASS5 0 43 15 39 Crítica (D)
No. Taxa 0 6 3 6 ---
ASPT 0 7.1 5 6.5 Boa (B)
EPT 16.6 Crítica (D)
P2 SASS5 81 93 0 143 Natural (A)
No. Taxa 12 15 0 23 --- ASPT 6.75 6.2 0 6.2 Boa (B) EPT (%) 30 Duvidosa (C) P3 SASS5 44 21 3 57 Crítica (D) No. Taxa 9 4 1 10 --- ASPT 4.5 5.3 3 5.7 Duvidosa (C) EPT (%) 30 Duvidosa (C) P4 SASS5 20 19 0 32 Crítica (D) No. Taxa 4 4 0 6 --- ASPT 5 4.8 0 5.3 Duvidosa (C) EPT (%) 33.3 Duvidosa (C)
S=Pedras; GSM= Cascalho, Areia & Lodo
As classificações dos valores de SASS5 no mês de Novembro (Tabela 10), demostraram que os valores de índice de SASS5 (Anexo D, Tabela D6) não foram homogéneos entre os pontos (Test Levene, F=4.5; p> 0.05), sendo que, a análise de variância no mês de Novembro, revelou que existem diferenças significativas entre os pontos dos dados de SASS5 (ANOVA, F=29.5; p <0.01) (Anexo D, Tabela D5). Assim como o mês de Outubro, o Ponto 2 foi de maiores valores em relação aos outros pontos do rio (Tabela 9). Entretanto, em termos de comparação múltipla, as diferenças de qualidade de água foram significativas entre os Pontos 2 e 3 (p=0.001), mostrando que o Ponto 2 foi de qualidade “boa” contra a qualidade “extremamente crítica” dos Pontos 3 e 4, e “crítica” do Ponto 1.
Os valores do índice ASPT revelaram que não existem diferenças significativas nas médias da qualidade da água do rio entre os pontos no mês de Novembro (Kruskal-Wallis test: H (3, N= 9) =6.6; p> 0.05) (Anexo D, Tabela D9). No entanto, a classificação qualitativa de ASPT revelou que o Ponto 2 foi de qualidade “boa” contra a qualidade “duvidosa” a “crítica” dos Pontos 1, 3 e 4 respectivamente (Tabela 10).
24 A %EPT mostrou que a água era de classificação “duvidosa” com excepção do Ponto 1 que mostrou água de qualidade “crítica”, ainda que este índice não tenha registado diferenças significativas entre os dados dos pontos amostrados (Kruskal-Wallis test: H (3, N= 7) =1.25, p > 0.05) (Anexo D, Tabela D10). Tabela 10. Valor de SASS5, ASPT e % EPT para cada biótipo dos pontos do rio no mês de Novembro.
Biótipos
Pontos Parâmetros S Vegetação GSM Total Classificações da qualidade da água P1 SASS5 0 36 35 53 Crítica (D) No. Taxa 0 5 6.0 9 --- ASPT 0 7.2 5.8 5.8 Duvidosa (C) %EPT 22.2 Crítica (D) P2 SASS5 94 74 0 108 Boa (B) No. Taxa 14 10 0 16 --- ASPT 6.7 7.4 0 6.75 Boa (B) EPT (%) 37.5 Duvidosa (C)
P3 SASS5 16 20 3 25 Extr. Crítica (E)
No. Taxa 4 4 1 7 ---
ASPT 4 5 3 3.5 Crítica (E)
%EPT 42.8 Duvidosa (C)
P4 SASS5 16 6 0 19 Extr. Crítica (E)
No. Taxa 3 2 0 4 ---
ASPT 5.3 3 0 4.8 Crítica (D)
%EPT 25 Duvidosa (C)
S=Pedra; GSM= Cascalho, Areia & Lodo; Extr=Extremamente
O valor de SASS5, ASPT e % EPT foram avaliados em cada um dos biótipos no mês de Dezembro (Tabela 11). Os Pontos 2 e 4 não foram encontrados o biótipo “GSM”.
Os resultados do mês de Dezembro também revelaram que a qualidade de água diferia entre os “pontos” nos índices SASS5 e ASPT. Que existe uma diferença significativa entre os pontos nos dados de SASSS5 (ANOVA, F=4.887; p <0.05) comparativamente a meses anteriores (Anexo D, Tabela D11. Assim como os meses anteriores, o Ponto 2 configurou-se como sendo de “boa” qualidade comparativamente aos Pontos 3 e 4, que mostraram ser de qualidade “extremamente crítica” a “crítica” no Ponto 1.
E por outro lado, os dados da qualidade de água do índice ASPT no mês de Dezembro não foram homogéneas (Test de Levene: F=8.7; p <0.05), sendo que diferenças significativas entre os “pontos” foram verificadas (ANOVA, F=9.33; p <0.05) (Anexo D, Tabela D14). Uma vez que as diferenças foram significativas entre os “pontos”, o teste de comparação múltipla revelou que essas diferenças foram
25 encontradas entre os Pontos 1 e 4 (p <0.05) e os Pontos 2 e 4 (p <0.05) respectivamente, que mostraram a qualidade de água “duvidosa” e “boa” (Ponto 1 e 2) respectivamente, contra a qualidade “crítica” no Ponto 4.
A %EPT não registou diferenças significativas entre os “pontos” no mês Dezembro (Kruskal-Wallis test: H (3, N= 5) =0.80, p> 0.05) (Anexo D, Tabela D16) das percentagens médias de qualidade da água, revelando que a água era de qualidade “duvidosa”.
Tabela 11.Valor de SASS5, ASPT e %EPT para cada biótipo dos pontos do rio no mês de Dezembro.
Biótipos
Pontos Parâmetros S Vegetação GSM Total Classificações da qualidade da água P1 SASS5 36 23 6 46 Crítica (D) No. Taxa 6 4 1 8 --- ASPT 6 5.7 6 5.75 Duvidosa (C) EPT 25 Duvidosa (C) P2 SASS5 38 38 0 65 Boa (B) No. Taxa 7 6 0 11 --- ASPT 5.42 6.3 0 5.9 Boa (B) EPT (%) 27.3 Duvidosa (C)
P3 SASS5 16 3 3 16 Extr. Crítica (E)
No. Taxa 3 1 1 3 ---
ASPT 5.3 3 3 5.3 Duvidosa (C)
EPT (%) 33.3 Duvidosa (C)
P4 SASS5 8 8 0 12 Extr. Crítica (E)
No. Taxa 3 3 0 4 ---
ASPT 2.6 2.6 0 3 Crítica (D)
EPT (%) 25 Duvidosa (C)
S=Pedra; GSM= Cascalho, Areia & Lodo; Extr.=Extremamente
7.3.3. A qualidade média da água entre os pontos de amostragem e entre os meses de estudo
As pontuações médias compositoras de SASS5, ASPT e %EPT foram calculados para cada ponto em todo o período de estudo (Figura 4). Diferenças significativas dos dados da qualidade da água do índice de SASS5 foram verificadas entre os pontos do rio (ANOVA, F=7.86; p <0.01) (Anexo D, Tabela D26). Sendo que o Ponto 2 registou o valor mais elevado (> 100) em relação aos outros pontos amostrados. Este resultado indica que a qualidade média da água do Ponto 2 foi “boa” contra a qualidade “crítica” dos
26 outros pontos (Figura 4). Uma vez que a diferença foi significativa entre os pontos (p <0.01), o teste de comparação múltipla de Tukey mostrou que existe uma diferença significativa entre os Pontos 2 e 4 (p <0.01) e os Pontos 2 e 3 (p <0.05) respectivamente (Anexo D, Tabela D27), isto é, que existe uma grande amplitude de diferença da classificação do Ponto 2 “boa” em relação aos Pontos 3 “crítica” e 4 “extremamente crítica”.
Os valores do índice ASPT revelaram que existem uma diferença significativa nas médias da qualidade da água do rio entre os pontos em todo período de estudo (Kruskal-Wallis test: H (3, N= 12) =8.8; p <0.05). Sendo que a qualidade média biológica da água do rio foi “boa” nos Pontos 1 e 2 contra a qualidade “crítica” dos Pontos 3 e 4. Por outro lado, a %EPT não registou diferenças significativas entre os pontos do rio ao longo do período de estudo (Kruskal-Wallis test: H (3, N= 12) =7.2, p> 0.05), mostrando que a qualidade média da água do rio era “duvidosa” com a excepção do Ponto 1 que é “crítica”. P o n t o s A S P T P 1 P 2 P 3 P 4 2 4 6 8 1 0 ( B ) P o n t o s S A S S 5 P 1 P 2 P 3 P 4 0 5 0 1 0 0 1 5 0 2 0 0 (A ) P o n t o s % E P T ( % ) P 1 P 2 P 3 P 4 0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 ( C ) L e g e n d a : B o a D u v i d o s a C r í t i c a E x t . C r í t i c a ( C a t e g o r i a s d e C l a s s i f ic a ç ã o d e A g u a ) E x c e l e n t e
Figura 4. Diferenças de pontuação total do SASS5 (A), ASPT (B) e %EPT (C) entre os pontos do rio durante o período de estudo.
27 Os dados médios de qualidade de água entre os meses foram calculados na área de estudo (Figura 5). Os resultados mostraram que o mês de Outubro registou valores mais elevados de SASS5 e ASPT em relação aos outros meses de amostragem, comparativamente aos resultados da %EPT que mostrou o mês de Novembro com valores mais elevados em relação aos outros meses do período de estudo. Contudo, essa amplitude de diferenças dos dados dos índices bióticos (SASS5, ASPT e %EPT) entre os meses não foi significativa (ANOVA, F=0.66, p> 0.05; Wallis test: H ( 2, N= 12) =0.99, p >0.05 e Kruskal-Wallis test: H ( 2, N= 12) =0.3, p >0.05) respectivamente (Anexo D, Tabela D17-C19). Revelando que a qualidade média da água do rio era “crítica” (SASS5) a “duvidosa” (ASPT e %EPT) (Tabela 12).
M e s e s S A S S 5 O u t u b r o N o v e m b r o D e z e m b r o 0 5 0 1 0 0 1 5 0 (A ) M e s e s A S P T O u t u b r o N o v e m b r o D e z e m b r o 2 4 6 8 1 0 ( B ) M e s e s % E P T ( % ) O u t u b r o N o v e m b r o D e z e m b r o 0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 ( C ) B o a D u v i d o s a C r í t i c a L e g e n d a : ( C a t e g o r i a s d e C l a s s i f ic a ç ã o d e A g u a ) E x c e l e n t e E x t . C r í t i c a
Figura 5. Diferenças de pontuação total do SASS5 (A), ASPT (B) e %EPT (C) entre os meses de amostragens na área de estudo.
28 7.4.Comparação entre a classificação da água dos índices bióticos e análises físico-químicos
O resultado das comparações médias globais entre as análises físico-químicos da qualidade da água e os índices bióticos mostrou algumas variações na classificação da qualidade do rio (Tabela 12). Os índices bióticos (SASS5, ASPT e %EPT) mostraram que a qualidade média da água do rio era “crítica” a “duvidosa” respectivamente, contra a qualidade relativamente “boa” e “natural” revelado pelos parâmetros pH e nutrientes (nitratos, nitritos e amónia). De forma semelhante, também existe concordância entre as classificações dos índices bióticos e as análises físico-químicos nos parâmetros condutividade e TDS, e turbidez e dureza total, que mostram a classificação nos intervalos de qualidade “crítica” a “duvidosa” respectivamente (Tabela 12). No entanto, não foram registados diferenças muito significativas entre os meses de amostragens no que se refere aos dados dos índices bióticos e dos parâmetros físico-químicos da água (Anexo D, Tabelas D17- D23).
Tabela 12. Comparação da classificação da qualidade global do rio entre os índices bióticos e as variáveis físico-químicos durante o período de estudo.
Indicadores Parâmetros № de amostra Média±Std.Dev. Classificação Índices bióticos SASS5 12 51.3±39.2 Crítica ASPT 12 5.38±1.1 Duvidosa %EPT 12 29.0±7.08 Duvidosa Variáveis físico-químicos da água pH 12 8.7±0.86 Boa Cond. (mS/m) 12 674±34.4 Crítica TDS (g/l) 12 4.5±0.2 Crítica
Turbidez (NTU) 12 5.8±5.6 Duvidosa
Dureza Total (mg/l CaCO3) 12 154.8±32.8 Duvidosa
Nitratos (NO3- mg/l) 12 0.367±0.04 Natural
Nitritos (NO2- mg/l) 12 0.018±0.004 Natural
29 8. DISCUSSÃO
8.1.Classificação da qualidade da água baseada nas variáveis físico-químicos
Os valores dos parâmetros físico-químicos da água não variaram de forma significativa ao longo do período de estudo, sendo que o pH, turbidez e os nutrientes (nitratos, nitritos e amónia) estavam dentro dos limites de qualidade “boa” a “natural”. Embora os valores de pH mostrem a classificação na faixa de “boa” qualidade para os padrões de DWAF (1996) a Lei de Águas (2004) de Moçambique mostra o contrário para o Ponto 3, revelando que os valores de pH estão acima dos limites admissíveis (> 8.5) para o consumo humano. Essas variações do pH da água tentendo para um meio alcalino no Ponto 3 é provavelmente devido a intrusão de detergente proveniente da lavagem de automóveis e de outros bens (ex: roupas, loiça, etc...), uma vez que estes compostos alteram imediatamente o pH para o meio básico, além de que a dureza total da água e os TDS estavam acima dos limites de tolerância, classificando a água como de qualidade “duvidosa” a “crítica” respectivamente. Esses resultados estão em concordância com o estudo realizado pela ARA-Sul no mesmo rio em 2010, onde o comportamento do pH estava sendo alterado pela sobrecarga de nitrogénio amoniacal proveniente da actividade agrícola (Albino, 2012). Embora o Ponto 3 do presente estudo, esteja localizado mais próximos de vastos campos agrícolas ao longo do rio, no entanto, não foram registadas concentrações amoniacais (NH3-N) limitantes a vida
aquática ou ao consumo humano no geral (Lei de Águas, 2004).
A condutividade eléctrica e os TDS em todos pontos foram altos e estavam correlacionados, indicando a presença de alta concentração de íons na água. Esses valores elevados de condutividade e TDS em todos pontos podem estar relacionados com a geologia da área com o qual o rio atravessa e a matéria orgânica em decomposição no sedimento. As pedras do biótipo “S” no Ponto 2 poderiam possuír quantidades elevadas de íons lixiviáveis (pedras associados a vegetação em decomposição no sedimento) comparados ao cascalho encontrado no biótipo “GSM” do Ponto 1. Uma vez que o cascalho é composto por materiais mais inertes que não se dissolvem (Mwangi, 2014), isso justifica o facto do Ponto 1 registar valores de condutividade e TDS inferiores em relação ao Ponto 2. Estes resultados estão de acordo com o Mwangi (2014) que verificou que os valores de TDS e a condutividade eléctrica eram influenciados pela geologia da área com a qual o fluxo de água do rio Kuils (Cape Town) atravessava e a decomposição da matéria orgânica verificada em alguns locais do rio.
O mesmo acontece no Ponto 3 e 4 onde os valores elevados de condutividade e TDS podem estar relacionados com a matéria orgânica de plantas em decomposição. Pois, segundo Mwangi (2014), a matéria orgânica em decomposição e o escoamento superficial de áreas urbanas (como observado no
