Universidade de Trás-os-Montes e Alto Douro
A avaliação do estado ecológico de um rio como
base para a definição da requalificação: o caso do
Rio Corgo
Dissertação de Mestrado em Engenharia do Ambiente
Diana Coelho
Orientador: Rui Manuel Vítor Cortes
Universidade de Trás-os-Montes e Alto Douro
A avaliação do estado ecológico de um rio como
base para a definição da requalificação: o caso do
Rio Corgo
Dissertação de Mestrado em Engenharia do Ambiente
Diana Coelho
Orientador: Rui Manuel Vítor Cortes
Composição do Júri:
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“A água não é um produto comercial como outro qualquer, mas um património que deve ser protegido, defendido e tratado como tal.” (EU, 2000)
AGRADECIMENTOS
Ao concluir a minha tese, não posso deixar de agradecer a todos os que, de alguma forma, contribuíram para a sua realização:
Ao Professor Doutor Rui Cortes, por ter aceite a orientação deste trabalho, pela enorme disponibilidade, apoio e amizade constantemente demonstrados, e pelos inúmeros e preciosos ensinamentos que me transmitiu.
Às Doutoras Samantha Hughes e Simone Varandas, por toda a ajuda incondicional, incentivo, paciência, conhecimentos partilhados, e pelas grandes doses de boa disposição que tornaram o trabalho ainda mais gratificante.
Ao Professor Jorge Ventura, pelos conselhos dados na altura certa e que me permitiram descobrir uma área de trabalho e conhecimento apaixonante.
À equipa do Laboratório de Ecologia Fluvial, Ana Pinto, Cátia Santos, Marisa Lopes e Vítor Pereira, pelo ótimo ambiente de trabalho e ajuda prestada.
Ao Engenheiro Marco Magalhães, pelas imagens gentilmente cedidas.
Ao Ricardo Rocha, fantástico parceiro de trabalho, que partilhou comigo os melhores e piores momentos deste ciclo, por toda a ajuda e paciência.
À minha família da Bila (Cátia, Cláudia, Daniel, Diogo, Fiorenzo, Igor, Marlene, Nuno, Ricardo, Sílvio, Tânia (e Suka!)), que me enchem a casa de sorrisos e risadas, sempre disponíveis para aturar más disposições ou pânicos de última hora, para dar opiniões sinceras e para me aquecer o coração (a lista poderia continuar infindavelmente).
À família Rebelo, e em especial à Angelita e ao Hélder, por me fazerem sentir um elemento dela pertencente, pela porta sempre aberta, e pela força e amizade demonstrada, crucial em tantos momentos.
Ao Nuno, porto de abrigo e companheiro de todo este percurso, por todo o amor, amizade e compreensão em todas as aventuras e desventuras do caminho. Inadjetivável, sem dúvida.
Às minhas estrelas, que me guiaram em vida e depois dela, pelo que sou e pelo que atingi, em grande parte pelos valores que me transmitiram.
Aos meus pais, sempre lá, disponíveis e atentos. Longe ou perto, sempre no coração.
Ao meu irmão, a quem pertencia grande parte do tempo dedicado a este trabalho, pelo orgulho que sempre demonstrou ter em mim.
ÍNDICE GERAL
AGRADECIMENTOS ... i
ÍNDICE GERAL ... ivi
ÍNDICE DE FIGURAS ... viv
ÍNDICE DE TABELAS ... vii
RESUMO ... ivii
ABSTRACT ... ix
ENQUADRAMENTO ... 1
1. INTRODUÇÃO GERAL ... 3
1.1. A importância do Estado Ecológico no Rio Corgo: Consequências da DQA e Lei da Água ………3
1.2. Bioindicadores ... 5
1.2.1. A utilização de macroinvertebrados na monitorização ... 7
1.2.2. A utilização de fauna piscícola na monitorização ... 7
1.3. Curvas de preferência da fauna piscícola ... 8
2. CARACTERIZAÇÃO AMBIENTAL DO RIO CORGO ... 10
2.1. Enquadramento geográfico ... 10 2.2. Área de estudo ... 11 2.3. Morfometria e relevo ... 11 2.4. Clima ... 12 2.5. Caracterização ecológica ... 12 2.6. Geologia e solos ... 13 2.7. Ocupação do solo ... 14 3. MATERIAL E MÉTODOS ... 16
3.1. Seleção e caracterização dos locais de amostragem ... 16
3.2. Caracterização físico química da água ... 18
3.3. Caracterização hidromorfológica ... 19 3.4. Caracterização biológica ... 20 3.4.1. Ictiofauna ... 20 3.4.2. Macroinvertebrados bentónicos ... 21 3.4.2.1. Índice IBMWP………23 3.4.2.2. Índice IPtIN………..24 3.5. Tratamento de dados ... 25
3.5.1. Análise do Estado Ecológico ... 25
3.5.2. Determinação das curvas de preferência de espécies piscícolas alvo ... 28
3.5.3. Análise multivariada no estudo ecológico das comunidades ... 29
3.5.4. Medidas de requalificação para os troços degradados ... 30
4. RESULTADOS ... 31
4.1. Caracterização físico-química da água ... 31
4.2. Caracterização hidromorfológica ... 32
4.3. Caracterização biológica (Índice IPtIN) ... 33
4.4. Caracterização do estado ecológico do rio Corgo ... 34
4.5. Uso do habitat das espécies piscícolas alvo ... 35
4.6. Análise da distribuição espacial das comunidades biológicas ... 40
4.7. Relação entre os parâmetros populacionais e os descritores ambientais ... 42
4.8. Medidas de requalificação para os troços degradados ... 47
5. ANÁLISE DE RESULTADOS E DISCUSSÃO ... 50
5.1. Caracterização físico-química da água ... 50
5.2. Caracterização hidromorfológica ... 51
5.3. Caracterização biológica (Índice IPtIN) ... 52
5.4. Caracterização do estado ecológico do rio Corgo ... 54
5.5. Uso do habitat das espécies piscícolas alvo ... 55
5.6. Análise da distribuição espacial das comunidades biológicas ... 56
5.7. Relação entre os parâmetros populacionais e os descritores ambientais ... 57
6. CONSIDERAÇÕES FINAIS ... 61
ÍNDICE DE FIGURAS
Figura 1: Unidades Hidrográficas de planeamento da região de Trás-Os-Montes e Alto
Douro (Rodrigues et al., 2006).
10
Figura 2: Bacia hidrográfica do Rio Corgo (Alencoão et al., 2006). 11
Figura 3: Perfil longitudinal do Rio Corgo com implantação da geologia (Alencoão et al.,
2006).
13
Figura 4: Tipo de solos da bacia do Corgo (Atlas do Ambiente (Agência Portuguesa do
Ambiente, 2012a)).
14
Figura 5: Ocupação do solo na Bacia do Corgo, no ano de 2000, através de Corine Land
Cover 2006 (Caetano et al., 2009).
15
Figura 6: Mapa da localização dos pontos RH1 até RH8 (Google Earth). 17
Figura 7: Mapa da localização dos pontos RH9 até RH12 (Google Earth). 17
Figura 8: Medição de parâmetros físico-químicos in situ. 18
Figura 9: Registo de velocidade de corrente, profundidade, tipo de substrato e cobertura,
em cada transepto.
20
Figura 10: Recolha de macroinvertebrados bentónicos. 22
Figura 11: Identificação com lupa binocular de macroinvertebrados bentónicos
amostrados.
23
Figura 12: Fotografia captada com lupa binocular Nikon SMZ 1500 com lente Nikon HR
Plan Apo WD 54 e câmara Nikon Digital Sight DS-5M de um plecóptero (Perla sp.)
23
Figura 13: Esquema do sistema de classificação no âmbito da Diretiva Quadro da Água
(INAG, 2009a)
27
Figura 14: Relação entre os diferentes elementos de qualidade, elementos biológicos,
hidromorfológicos e físico-químicos, que interferem na classificação do Estado Ecológico de acordo com as definições normativas da do anexo V, item 1.2 da DQA (adaptado de (INAG, 2009a)).
27
Figura 15: Curvas de preferência tipo 3 para o barbo (Luciobarbus bocagei). No gráfico A
está representada a curva polinomial de 2º grau relativa ao parâmetro Cobertura, e no gráfico B está representada a curva polinomial de 2º grau relativa ao parâmetro Substrato. Os intervalos de confiança (representados pelas linhas a tracejado) referem-se a um P de 0,95. O quadro inferior de cada gráfico apresenta a significância, em termos comparativos, para uma regressão linear.
36
Figura 16: Curvas de preferência tipo 3 para o barbo (Luciobarbus bocagei). No gráfico C
está representada a curva polinomial de 2º grau relativa ao parâmetro Profundidade, e no gráfico D está representada a curva polinomial de 2º grau relativa ao parâmetro Velocidade. Os intervalos de confiança (representados pelas linhas a tracejado) referem-se a um P de 0,95. O quadro inferior de cada gráfico apresenta a significância, em termos
comparativos, para uma regressão linear.
Figura 17: Curvas de preferência tipo 3 para a boga (Pseudochondrostoma duriense). No
gráfico E está representada a curva polinomial de 2º grau relativa ao parâmetro Cobertura, e no gráfico F está representada a curva polinomial de 2º grau relativa ao parâmetro Substrato. Os intervalos de confiança (representados pelas linhas a tracejado) referem-se a um P de 0,95. O quadro inferior de cada gráfico apresenta a significância, em termos comparativos, para uma regressão linear.
38
Figura 18: Curvas de preferência tipo 3 para a boga (Pseudochondrostoma duriense). No
gráfico G está representada a curva polinomial de 2º grau relativa ao parâmetro Profundidade, e no gráfico H está representada a curva polinomial de 2º grau relativa ao parâmetro Velocidade. Os intervalos de confiança (representados pelas linhas a tracejado) referem-se a um P de 0,95. O quadro inferior de cada gráfico apresenta a significância, em termos comparativos, para uma regressão linear.
39
Figura 19: Análise de Coordenadas Principais (PCO) para a comunidade de
macroinvertebrados bentónicos, tendo sido utilizados os dois primeiros eixos da ordenação, e uma transformação dos dados do tipo Log (X+1) com o coeficiente de similaridade Bray Curtis. Em cada eixo está representada a % de absorvância da variância.
41
Figura 20: Análise de Coordenadas Principais (PCO) para a comunidade de ictiofauna,
tendo sido utilizados os dois primeiros eixos da ordenação, e uma transformação do tipo raíz quadrada, com o coeficiente de similaridade Bray Curtis. Em cada eixo está representada a % de absorvância da variância.
42
Figura 21: Análise de Redundância (dbRDA) para a comunidade de macroinvertebrados
bentónicos relativamente aos fatores ambientais. Foram utilizados os dois primeiros eixos da ordenação, e uma transformação dos dados por Log (X+1), com o coeficiente de similaridade Bray Curtis. Em cada eixo está representada a % de absorvância da variância.
43
Figura 22: Análise de Redundância (dbRDA) para a comunidade de ictiofauna
relativamente aos fatores ambientais. Foram utilizados os dois primeiros eixos da ordenação, e uma transformação dos dados por raíz quadrada, com o coeficiente de similaridade Bray Curtis. Em cada eixo está representada a % de absorvância da variância.
44
Figura 23: Análise de superfície em 3D, para a averiguar a correspondência entre a
abundância do barbo (Luciobarbus bocagei) com os parâmetros de velocidade e profundidade dos habitats.
45
Figura 24: Análise de superfície em 3D para averiguar a correspondência entre o barbo
(Luciobarbus bocagei) e com os parâmetros de substrato e cobertura dos habitats.
45
Figura 25: Análise de superfície em 3D, para averiguar a correspondência entre a boga
(Pseudochondrostoma duriense) e os parâmetros de velocidade e profundidade dos habitats.
46
Figura 26: Análise de superfície em 3D para averiguar a correspondência entre a boga
(Pseudochondrostoma duriense) e parâmetros de substrato e cobertura dos habitats
ÍNDICE DE TABELAS
Tabela 1: Ocupação na Bacia do Corgo, no ano 2000, de acordo com a figura 7. 15
Tabela 2 : Código dos locais de amostragem e respetivas coordenadas. 16 1
Tabela 3: Modificação de Habitat Modification Score para Habitat Modification
Class, segundo (Raven et al., 2009a).
19
Tabela 4: Classes de qualidade definidas pelo IBMWP (adaptado de (Bochechas et
al., 2007)).
24
Tabela 5: Limiares máximos para os parâmetros físico-químicos gerais para o
estabelecimento do Bom Estado Ecológico em Rios. (1) - 80% das amostras se a frequência for mensal ou superior; (2) - Média Anual; (*)- Os limites indicados poderão ser ultrapassados caso ocorram naturalmente. Adaptado de (INAG, 2009a).
26
Tabela 6: Descrição da cobertura e código utilizado nos registos. 28
Tabela 7: Descrição do substrato e código utilizado nos registos. 29
Tabela 8: Classes de velocidade e profundidade utilizadas nos registos. 29
Tabela 9: Parâmetros físico-químicos obtidos a partir das amostras recolhidas em
Junho de 2012.
31
Tabela 10: Parâmetros físico-químicos obtidos a partir das amostras recolhidas em
Setembro de 2012.
31
Tabela 11: Classificação da qualidade físico-química segundo pela DQA para este
tipo de massas de água, nos diferentes locais e nos dois períodos de amostragem.
32
Tabela 12: Classificação da qualidade hidromorfológica, nos diferentes locais de
amostragem, tendo em consideração três índices (sendo dois derivados do RHS).
33
Tabela 13: Classificação da qualidade biológica segundo o índice IPtIN, nos
diferentes locais de amostragem, tendo em conta o tipo de massas de água.
34
Tabela 14: Estado Ecológico em cada ponto de amostragem do Rio Corgo, através da
integração das tabelas antecedentes.
35
Tabela 15: Análise de Regressões Parciais (PLS) para a espécie barbo (Luciobarbus
bocagei), de acordo com os dois primeiros eixos da ordenação. É representada em cada componente (eixo), o valor da influência de cada parâmetro na abundância da espécie.
44
Tabela 16: Análise de Regressões Parciais (PLS) para a espécie boga
(Pseudochondrostoma duriense), de acordo com os dois primeiros eixos da ordenação (Componentes). É representada em cada componente o valor da influência de cada parâmetro na abundância da espécie.
46
Tabela 17: Diagnóstico ambiental e medidas de requalificação propostas para cada
ponto de amostragem.
RESUMO
Nos últimos anos tem havido uma crescente preocupação ambiental, em especial no que toca aos ecossistemas aquáticos. A implementação da Diretiva- Quadro da Água e a sua transposição para a Lei Nacional prevê a proteção e requalificação destes ecossistemas, partindo da análise ao seu Estado Ecológico, através de uma perspetiva integrada de parâmetros biológicos, hidromorfológicos e físico-químicos.
O Rio Corgo atravessa vários quilómetros de tecido habitacional e industrial em evolução e crescimento, e está a ser objeto do programa de ordenamento que visa encontrar medidas de proteção e requalificação de habitats, assegurando a conetividade do rio com os troços a montante e a jusante, e minimização de efeitos antropogénicos que podem degradar a biodiversidade existente e destruir o potencial da região em termos de espécies de interesse conservacionista.
Neste trabalho pretendeu-se analisar o Estado Ecológico do Rio Corgo, de modo a verificar os impedimentos aos “Bom Estado”, requerido pela Diretiva até 2015 em todos os troços amostrados, e realizar o diagnóstico ambiental de cada ponto. Por outro lado, e através de curvas de preferência para espécies piscícolas alvo, pretendeu-se correlacionar a abundancia de espécies nativas com parâmetros do habitat, de modo a serem propostas medidas de requalificação que pudessem favorecer estas espécies em detrimento de exóticas possivelmente presentes.
Deste modo foram realizadas as metodologias previstas para a análise do Estado Ecológico, com exceção dos índices para as comunidades biológicas de peixes, macrófitas e diatomáceas.
Após a análise dos resultados, foi possível inferir o “Bom Estado” dos pontos a montante e inclusos no núcleo urbano, ao contrário dos pontos a jusante, que obtiveram a classificação de “Razoável”, essencialmente devida ao mau resultado obtido na componente dos parâmetros físico-químicos.
Quanto às curvas de preferência realizadas, permitiram demonstrar a sua complexidade através dos resultados diferentes de preferências de habitat entre as espécies utilizadas, o que significa que é possível verificar a resposta de diferentes espécies a diferentes parâmetros ambientais, e utilizar essa informação para propor medidas de requalificação com vista à melhoria dos habitats das espécies nativas, em
detrimento das exóticas. No entanto, metodologias mais adaptadas à realidade, amostragens mais específicas e a inclusão de mais variáveis ambientais serão essenciais para obter resultados mais conclusivos e objetivos em estudos futuros.
Palavras chave: Estado Ecológico, Curvas de Preferência, Requalificação, Fauna
ABSTRACT
The evaluation of the ecological status of a river as a basis for the
definition of requalifying measures: River Corgo’s case.
In the past few years there has been a growing environmental concern, especially regarding aquatic ecosystems. The implementation of the Water Framework Directive and its transposition for the National Law foresees the protection and requalification of these ecosystems, beginning with the analysis to its Ecological Status, through an integrated perspective of biological, hidromorphological and physico-chemical parameters.
River Corgo crosses several kilometers of evolving and developing industrial and housing centres, and it is being object of the planning program aiming to find measures of protection and requalification of the existing habitats, ensuring the connectivity of the river with up and downstream sections, and minimizing the anthropic effects that can deteriorate the existing biodiversity and destroy the region’s potential regarding species with conservationist interest.
In this study it was intended, on one hand, to analyze the Ecological Status of River Corgo, in order to check the obstacles to the “Good Status”, required by the Water Framework Directive until 2015 in every sampled section, and to environmentally diagnose each point. On the other hand, and through preference curves for the ichthyofauna target species, it was intended to correlate the abundance of the native species with habitat parameters, in a way that allowed to propose requalification measures that could favor these species and not the possibly present allochthonous species.
According to this, we used the predicted methodologies for the Ecological Status analysis, with the exception of the indexes for the biological communities of fishes, diatoms and macrophytes.
After the results analysis, it was possible to infer the “Good Status” of the upstream and middle sections (in the urban center), unlike downstream sections where the quality decreased to “Reasonable”. This decrease was essentially due to the bad classification obtained in the physico-chemical parameters component.
Regarding the preference curves, they allowed to demonstrate their complexity through different preferential habitat between the studied species, which means that it is possible to verify the response of different species to different environmental parameters, and use this kind of information to propose requalification measures, aiming the improvement of native species habitats, rather than the exotic ones. However, more reality adapted methodologies, more specific samplings and the inclusion of more environmental variables will be essential in order to obtain more conclusive and objective results in future studies.
Keywords: Ecological Status, Preference Curves, Requalification, Ichthyofauna,
ENQUADRAMENTO
A proteção e gestão eficiente das massas de água está diretamente relacionada com a vida sustentável, nas suas vertentes sociais, económicas e ambientais (Kundzewicz e Krysanova, 2010; Kagalou et al., 2012). Segundo Kundzewicz e Krysanova (2010), além de suscetíveis a alterações climáticas como aquelas que hoje enfrentamos, as massas de água têm constantemente sido tratadas como recetores convenientes de detritos (de modo difuso ou pontual), diminuindo drasticamente a sua qualidade, facto que altera negativamente não só a biodiversidade, como afeta também a saúde humana.
Frequentemente, os rios são também afetados pela interrupção do seu curso, (fluxo natural e continuidade), bem como pelo redireccionamento do canal e transformação dos leitos de cheia (Bredenhand e Samways, 2009; Maceda-Veiga e De Sostoa, 2011), para fins de uso humano, nomeadamente a construção de barragens para geração de energia elétrica, irrigação de culturas, ou controlo de cheias. Ou seja, os rios são os sistemas naturais utilizados mais intensivamente ao longo da História do homem, e os continentais estão entre os ecossistemas mais alterados do planeta, tendo sido verificados rápidos decréscimos de biodiversidade (Bochechas et al., 2007; Marzin et al., 2012).
De facto, segundo Karr e Dudley (1981), os rios não são sistemas isolados, mas antes ecossistemas abertos com inputs e outputs de nutrientes, energia e água, sendo que todas as alterações efetuadas a montante da linha de água afetarão inevitavelmente os troços a jusante.
O Projeto Seiva Corgo, em Vila Real, foi uma das ferramentas encontradas para colocar em prática as politicas ambientais da Autarquia (determinadas na “Agenda 21” local), e nas quais se insere uma preocupação óbvia com os recursos hidrológicos da região, abrangidos pela “Rede Natura 2000” (definida pela Diretiva 92/43/CEE do Conselho, de 21 de Maio de 1992).
Este projeto (www.cm-vilareal.pt/bio_diversidade/, 2012), em conjunto com o Projeto Proteger é Conhecer (ambos candidatados ao Programa Operacional Regional do Norte 2007/2013), cumpre 9 das 10 opções estratégicas da Estratégia Nacional de Conservação da Natureza e da Biodiversidade (aprovada pela Resolução do Conselho de Ministros nº 152/2011 de 11 de Outubro).
Os objetivos do projeto incluíram a análise da biodiversidade de Vila Real, de acordo com a riqueza, abundância e relevância das espécies faunísticas e florísticas em termos de conservação, bem como o estado dos seus habitats. Pretendeu ainda investigar e dar a conhecer ao publico em geral o estado de conservação dos ecossistemas existentes e as pressões a que estão sujeitos, de modo a criar melhorias, se necessário, e o acompanhamento contínuo das alterações que eventualmente possam ocorrer, tanto nas comunidades biológicas como nos seus habitats. Assim, e através de fases de inventariação, caracterização, monitorização e mapeamento da biodiversidade, o projeto propôs implementar um plano de monitorização, com medidas e ações a adotar para manter ou melhorar a qualidade ambiental dos ecossistemas presentes. A divulgação ao público, através de plataformas informáticas, ações de sensibilização e educação ambiental e exposições, foi uma das ferramentas encontradas para chamar a atenção para o Rio Corgo, que atravessa a cidade, mas é muitas vezes esquecido no que toca às espécies que dele dependem e à riqueza ambiental que representa, assim como outros ecossistemas pertencentes à Rede Natura 2000 (CMVR, 2010).
O Projeto Seiva Corgo e o Projeto Proteger é Conhecer vêm no seguimento do Programa Polis de Vila Real, iniciado em 1995, o qual pressupôs a melhoria da qualidade urbana da cidade com integração dos valores naturais, tendo uma componente de execução de várias intervenções. Destas é exemplo o Parque Corgo, que foi construído de modo a ligar a cidade ao ecossistema ribeirinho, dando visibilidade ao seu valor paisagístico, ecológico e geológico.
Esta dissertação, a qual surge no âmbito da parceria estabelecida entre a UTAD e o município de Vila Real, relativamente ao Projeto Seiva Corgo pretende: i) avaliar o estado ecológico do ecossistema aquático e ribeirinho que atravessa a cidade de Vila Real e até à sua foz, na Régua (rio Corgo); ii) identificar os principais focos de perturbação; iii) definir a preferência de habitat das espécies piscícolas alvo (Luciobarbus bocagei e Pseudochondrostoma duriense – barbo e boga, respetivamente) e iv) propor medidas de reabilitação e requalificação que promovam o restabelecimento das zonas degradadas o mais próximo possível da situação natural.
1. INTRODUÇÃO GERAL
1.1. A importância do Estado Ecológico no Rio Corgo: Consequências da
DQA e Lei da Água
A Comunidade Económica Europeia iniciou a proteção legal das massas de água com a Diretiva 75/440/CEE de 16 de Junho de 1975, relativa à qualidade das águas superficiais destinadas à produção de água potável nos Estados-Membros (excluindo assim as subterrâneas, salobras e as destinadas ao reabastecimento das toalhas subterrâneas) (CEE, 1975). De seguida, foi implementada a Diretiva 80/778/CEE de 15 de Julho de 1980, relativa à qualidade das águas destinadas ao consumo humano (consumo direto ou através de industrias alimentares onde as águas utilizadas afetem o produto final)(CEE, 1980).
Em 2000, surge a Diretiva Quadro da Água (DQA), pela necessidade de legislar a qualidade ecológica das águas superficiais da Comunidade Europeia, propondo uma série de medidas que visam um esforço conjunto de melhoramento da gestão e proteção deste recurso (EU, 2000; Chen et al., 2007). De facto, a proteção das águas interiores, de transição, costeiras e subterrâneas foi o objetivo fundamental desta Diretiva.
Desta forma, foi estabelecida a obrigatoriedade de evitar a deterioração das massas de água dos Estados-Membros e atingir o seu “bom estado” até 2015 (Junier e Mostert, 2011), o que despoletou uma série de ações de monitorização e reabilitação.
De referir que o estado ecológico de um ecossistema aquático é definido como o desvio das condições ambientais às condições de referência, sendo que estas caracterizam uma massa de água com poucos ou nenhuns impactos antropogénicos (Ector e Rimet, 2005).
A DQA foi transposta em 2005 para o direito nacional, através da Lei da Água (Lei 58/2005 de 29 de Dezembro) e pelo Decreto-Lei 77/2006 de 30 de Março, que definem as bases de gestão e institucionalização necessárias para a implementação da Diretiva (INAG, 2006; 2009a), cumprindo o disposto no ponto 1 do artigo 11º da Diretiva 2000/60/CE do Parlamento Europeu e do Conselho, de 23 de Outubro de 2000.
Com base nos termos do artigo 5º e do anexo II desta Diretiva, as redes de monitorização das águas de superfície (estabelecidas segundo o disposto no artigo 8º),
deverão prever, para cada período de vigência dos planos de bacia hidrográfica, programas de monitorização operacional, de vigilância e de investigação.
Segundo o Instituto da Água (INAG, 2009b) a monitorização de vigilância constitui a recolha de informação suficiente para estabelecer o estado das águas superficiais, de modo a ser possível uma avaliação dos impactos antropogénicos sobre as massas de água e, consequentemente, o desvio causado por esses impactos às condições naturais de tais ecossistemas. Além disso, a informação recolhida deverá também permitir que futuros programas de monitorização sejam desenvolvidos de modo eficiente e eficaz. Relativamente à monitorização operacional, os elementos de qualidade observados deverão ser os indicativos das pressões a que a massa de água em questão está sujeita, uma vez que este tipo de monitorização visa determinar o estado das massas de água que estão em risco de não cumprir os objetivos ambientais da Diretiva e, posteriormente, as alterações desse estado após a implementação dos programas de medidas (INAG, 2009b). Já a monitorização de investigação, pretende complementar a monitorização operacional e a monitorização de vigilância, nos casos onde exista falta de informação sobre as causas que levam ao incumprimento dos objetivos ambientais ou ainda em casos de poluição acidental, sendo que neste caso é avaliada a sua magnitude e impacte (EU, 2000; INAG, 2009b).
É cada vez mais frequente a degradação de ecossistemas aquáticos, seja pela regularização das linhas de água, contaminação das águas por poluentes químicos ou orgânicos, e destruição infundada das galerias ripícolas e consequentemente dos habitats que delas dependem.
No caso do Rio Corgo, que atravessa vários quilómetros de tecido habitacional e industrial em evolução e crescimento, torna-se necessário visar medidas de proteção e requalificação de habitats e minimização de efeitos antropogénicos que possam ocorrer, podendo degradar a biodiversidade existente e destruir o potencial florístico e faunístico da região, em termos de espécies de interesse conservacionista.
O troço urbano do Rio Corgo representa assim uma parte de um ecossistema aquático caraterizado pela crescente diminuição de conetividade do rio com troços a montante e a jusante da zona urbana, a colonização por espécies invasoras florísticas e faunísticas, a erosão das margens, a diminuição da qualidade da galeria ripária e fenómenos de eutrofização, são alguns dos indicadores da degradação do ecossistema fluvial do Rio Corgo.
Tais efeitos antropogénicos poderão, de facto, ter efeitos severamente negativos nas comunidades bióticas e na qualidade da água, e podem ser tão variados como estruturas físicas no leito do rio, nas margens ou nos terrenos adjacentes, promovendo a sua artificialização (açudes ou pontes por exemplo, devidos à implementação do Programa POLIS), a existência de sistemas de saneamento público (urbano e/ou industrial) ligados diretamente ao curso de água, estruturas de tratamento de águas residuais com funcionamento deficiente ou problemas pontuais, ou ainda descargas ilegais de resíduos sólidos ou águas residuais no curso de água ou nas margens do rio.
Estes desequilíbrios requerem preocupação e visibilidade social, de modo a que sejam implementadas práticas correntes e urgentes, com vista à monitorização regular para posterior avaliação do estado ecológico deste ecossistema fluvial, e se necessário, métodos de correção e requalificação.
De modo a ser possível alcançar o “Bom Estado Ecológico” até 2015 e a ser mantido no futuro, será necessário identificar estes pontos de pressões antrópicas negativas e minimizar os seus efeitos, assim como assegurar a conetividade dos rios com os troços de montante e jusante, inseridos na “Rede Natura 2000”.
1.2. Bioindicadores
A medida mais efetiva e direta da integridade de uma massa de água, e do seu lugar no ciclo da água, é o estado biológico da água (Karr e Chu, 2000).
Segundo estes autores e Barbour e Paul (2010), o estado biológico é afetado por qualquer alteração na integridade física ou química, e deste modo, a resposta ambiental é monitorizada através da integridade biológica, que por sua vez, é a base da integridade ecológica. Assim, a avaliação deste parâmetro é essencial para um diagnóstico integrado do estado da massa de água, bem como os fatores de stresse que influenciam o ecossistema em questão.
De facto, segundo Oliveira e Cortes (2006) , os organismos aquáticos refletem os efeitos cumulativos de distúrbios ambientais e poluição nos rios, alterações que sem os indicadores biológicos não seriam detetadas ou seriam subestimadas. Os mesmos autores referem ainda, e em concordância com Karr (2006), que o sistema de avaliação ecológica ideal compreende, de forma integrada, as três vertentes essenciais do ecossistema fluvial: física, química e biológica. Resende et al. (2010), referem ainda que a análise da qualidade da água baseada em parâmetros físicos e químicos permitem
apenas medições instantâneas, o que em sistemas lênticos permitiria apenas aplicar a informação ao espaço temporal em que a mesma foi obtida, uma vez que a hidrologia destes sistemas altera-se rapidamente e é difícil de estimar. Os bioindicadores resolvem este problema através de uma análise integrada de todo o ecossistema, com variações espaciais e temporais. Como refere Oliveira e Cortes (2006), com a metodologia integrada de avaliação do estado ecológico, nas suas três vertentes, é possível compreender a dinâmica do ecossistema fluvial, bem como inferir sobre as interações entre o canal fluvial, a galeria ripária e a bacia de drenagem, assim como a dinâmica temporal.
Os bioindicadores deverão ser organismos cuja presença indica a existência de condições ambientais bem definidas (Wilson, 1994; Hughes et al., 2010). Segundo Wilson (1994), o bioindicador é tanto melhor quanto maior for a precisão com que podemos especificar a relação descrita entre o organismo e as condições ambientais em que se encontra. De acordo com este autor, após uma variação ambiental, os organismos procurar-se-ão adaptar-se às novas condições. Se tal for além das capacidades intrínsecas ao organismo, este morrerá ou mudará de localização, se possível. A ação de contaminantes e os seus efeitos adversos devido à bioacumulação, levam frequentemente a um declínio da população sob o seu efeito (Paoletti, 1999; Burger et al., 2005; Hodkinson e Jackson, 2005).
Segundo Pinto (2008), os bioindicadores são designados de acumulação (ou cumulativos) quando os organismos em questão acumulam influências antrópicas, sem no entanto mostrarem danos reconhecíveis num curto espaço de tempo. Por outro lado, designam-se de bioindicadores sensíveis, quando o organismo responde diretamente ao stresse ambiental causado por poluentes.
Hodkinson e Jackson (2005) referem que, de um modo geral, os bioindicadores são úteis na análise à existência de mudanças físicas ou mudanças químicas no ambiente (e de um modo mais particular, neste último caso, as suas várias formas), a qualidade comparativa ou valor de conservação do habitat em questão, e as alterações ao estado ecológico do ecossistema nas suas vertentes temporal e espacial, sempre tendo em conta que qualquer destes fatores poderá ou não ter sido influenciado por impactes externos.
Face ao exposto e de acordo com Wilson (1994) e Marzin et al. (2012), o estado ecológico do ecossistema pode ser avaliado de acordo com a tolerância aos fatores ambientais externos, imputáveis a cada espécie bioindicadora.
1.2.1. A utilização de macroinvertebrados na monitorização
Os macroinvertebrados bentónicos são uma comunidade biológica muito diversa, com um papel vital no fluxo de energia e processamento de nutrientes em massas de água (Beier e Traunspurger, 2001; Iwasaki et al., 2011). Além disso, a sua diversidade taxonómica e de grupos tróficos funcionais, a possibilidade de uma grande amostragem e a facilidade de identificação, em conjunto com a sua sensibilidade a variáveis ambientais torna estes organismos bons indicadores na monitorização (Ector e Rimet, 2005; Hodkinson e Jackson, 2005; Blanco e Bécares, 2010; Li et al., 2010; Rosado et al., 2011), sendo considerados os mais fiáveis (Bredenhand e Samways, 2009).
Segundo Sponseller et al. (2001) e Karr e Chu (2000), os macroinvertebrados são organismos com extrema sensibilidade a descritores ambientais e alterações nas galerias ripícolas, no uso do solo adjacente às margens, que influenciarão a humidade, evapotranspiração e temperatura, alterando o regime hidrológico, bem como o input/output de sedimentos e nutrientes não previstos nas condições naturais da massa de água, provocando alterações profundas na estrutura trófica das comunidades bêntónicas, reduzindo a sua diversidade.
A utilização de macroinvertebrados na monitorização tem como principal vantagem o facto de permitir uma ligação muito próxima entre a estrutura comunitária destes seres e as variáveis ambientais que afetam o seu habitat (Rosado et al., 2011). Estes organismos são a base de muitos trabalhos de avaliação e monitorização ambiental de ecossistemas aquáticos (Coimbra et al., 1996; Dahl et al., 2004; Li et al., 2010).
1.2.2. A utilização de fauna piscícola na monitorização
Os peixes são amplamente usados em estudos ambientais em ecossistemas aquáticos, devido à sua estreita relação com os habitats, e ao facto de alterações ocorridas no ambiente influenciarem o seu desenvolvimento (Allenbach, 2011). Além disso, ocorrem em quase todos os tipos de ecossistemas aquáticos, em comunidades persistentes e que recuperam rapidamente face a perturbações naturais, possuindo taxonomia, exigências ecológicas e ciclos de vida melhor conhecidos do que outros grupos biológicos (Bochechas et al., 2007). Segundo o mesmo autor, os peixes possuem representatividade em habitats muito distintos e de diferente hidrogeomorfologia, sendo
também indicadores da qualidade da estrutura física dos rios a várias escalas espaciais, e das condições de conectividade, tendo em conta o comportamento migratório de algumas espécies.
Além desta relação, as comunidades piscícolas têm relações intrínsecas com outras variáveis inerentes aos rios, como o tipo e abundância de vegetação ripícola, a sedimentação dos leitos (que pode provocar o aumento do stress fisiológico, a asfixia de larvas e ovos e a diminuição de locais de reprodução e alimentação), a alteração dos regimes térmicos, e ainda a interação entre espécies (que poderão ser autóctones ou exóticas), sendo possível reiterar comparações de elevada fiabilidade em habitats diferentes mas com o mesmo tipo de ictiofauna (Bochechas et al., 2007).
De referir também a possibilidade de fácil identificação de patologias anatómicas externas devido a poluentes, e outros efeitos ambientais verificáveis a todos os níveis da cadeia alimentar (uma vez que ocupam vários níveis tróficos). A sua longevidade permite que sejam utilizados como bioindicadores para períodos de tempo relativamente extensos, além de obedecerem aos critérios de sensibilidade, reprodutibilidade e variabilidade, requeridos em todos os bioindicadores (Bochechas et al., 2007; Ayllón et al., 2012).
A importância da ictiofauna deu origem ao desenvolvimento de várias ferramentas de avaliação do estado ecológico de rios, como índices multimétricos de integridade biótica (Ayllón et al., 2012). Estes mesmos autores referem também que os índices baseados em comunidades de peixes foram usados extensivamente, desde escalas espaciais locais, até escalas espaciais mais abrangentes, como foi o caso do European Fish Index (FAME, 2012). No entanto, e devido ao facto das comunidades piscícolas dos rios mediterrânicos partilharem problemas e características com as pertencentes a outros rios não europeus, torna difícil a utilização deste índice de forma não subjetiva.
1.3. Curvas de preferência da fauna piscícola
O conhecimento dos bioindicadores piscícolas, e das informações que estes nos podem fornecer deverá ser antecedido pelo estudo das variáveis ambientais que os influenciam de algum modo, bem como os habitats preferenciais das espécies alvo.
Assim, e em função de parâmetros hidráulicos do habitat (como por exemplo a cobertura, o substrato, a velocidade e a profundidade), é possível definir curvas de preferência das espécies aquáticas escolhidas.
Existem quatro tipos de curvas de preferência, segundo Martínez Capel (2011). As curvas de tipo I caraterizam-se pelo seu empirismo, uma vez que pressupõem o conhecimento prévio de especialistas relativamente à preferência das espécies para cada parâmetro de habitat. Nas curvas tipo II é realizada uma amostragem de forma estratificada e representativa de todos os tipos de habitats presentes no troço do rio analisado, para posterior verificação da seleção preferencial de habitat, através da razão entre o habitat disponível e o habitat utilizado. Já nas curvas tipo III, são utilizados apenas os dados relativos ao habitat disponível, relacionando a abundância das espécies e cada parâmetro hidráulico estudado, através do registo dos valores aquando da captura ou observação de cada espécime. Por último, as curvas de tipo IV, ou curvas condicionadas, são modelos obtidos por regressões lineares ou funções multivariadas, capazes de descrever a interação das populações biológicas com vários fatores, como os parâmetros hidráulicos.
Os resultados obtidos através das curvas de preferência poderão ser úteis para distinguir os habitats das diferentes espécies existentes, assim como para o estudo dos valores ótimos de cada parâmetro escolhido, para cada espécie analisada. No entanto, requerem-se alguns cuidados de amostragem, como a sua realização nas diferentes fases do ciclo de vida das espécies escolhidas, e de tratamento, como a padronização dos dados em matrizes estandardizadas.
Neste trabalho, além do estudo do Estado Ecológico do Rio Corgo, em várias das suas componentes, pretende-se conhecer os habitats preferenciais das espécies nativas alvo, nomeadamente o barbo (Luciobarbus bocagei) e a boga (Pseudochondrostoma duriense), de modo a ser possível favorecê-las no processo de gestão e possível reabilitação.
2. CARACTERIZAÇÃO AMBIENTAL DO RIO CORGO
2.1. Enquadramento geográfico
A bacia hidrográfica do Corgo é uma sub-bacia do Douro e apresenta uma área de cerca de 469,143 Km2 (INAG, 1999; 2001; Rodrigues et al., 2006) localiza-se no norte de Portugal, nomeadamente na região oro-atlântica (Botelho, 1999) (figuras 1, e 2).
O rio Corgo tem a sua nascente na Serra da Padrela em Vila Pouca de Aguiar, a uma cota de 918m, e termina o seu percurso de 44 Km na Régua, à cota de 46,5m, onde conflui com o Rio Douro (INAG, 2001) (figura 2).
Na foz, o rio tem um número de ordem máximo 3, segundo o método de Strahler (Strahler, 1957), tendo como principal afluente o Rio Cabril (INAG, 1999; 2001).
Figura 1: Unidades Hidrográficas de planeamento da região de Trás-Os-Montes e Alto Douro (Rodrigues
Figura 2: Bacia hidrográfica do Rio Corgo (Alencoão et al., 2006).
2.2. Área de estudo
A área em estudo, compreendeu um troço de 27,5 Km ao longo do Rio Corgo, o qual teve início na cidade de Vila Real, na zona de Flores com as coordenadas 41°19’4.80"N 7°43'21.57"W, e terminou na Régua, nas coordenadas 41° 9'18.82"N 7°46'22.32"W. O Sítio Alvão/Marão, delimitado a este pelo Rio Corgo, está inserido na Rede Natura 2000.
2.3. Morfometria e relevo
Segundo Sampaio (1995), o coeficiente de escoamento de 370,2 da bacia de drenagem do Rio Corgo traduz um relevo acentuado, devido à dualidade montanha/vale (Rodrigues et al., 2006). De facto, com um declive médio de 4,11%, a sua altura máxima é de 1315m e a sua altura média é de 600m, e portanto o leito do rio
desenvolve-se num vale encaixado, tendo um escoamento específico anual médio de 768 mm (INAG, 2001).
A bacia tem um forma alongada, com uma orientação NNE-SSW partindo das linhas de cumeada da Serra da Padrela (Norte), Serra da Falperra e Serra da Prata (Nordeste), Serra de S. Domingos (Sudoeste) e Serra do Alvão (Noroeste) (Sampaio, 1995) e segue paralelamente à falha tectónica de Verín-Régua (Botelho, 1999). Esta falha tectónica provocou uma depressão devido à existência de um fosso tectónico e o abatimento de diversos blocos (grabens) (Rodrigues et al., 2006; Oliveira, 2010).
2.4. Clima
Segundo Botelho (1999), o sistema orográfico constituído pelas Serras do Marão, Alvão, Gerês e Cabreira, forma uma barreira de 1200 a 1500 metros de altitude que impede a influência do clima atlântico na zona interior onde a bacia do Rio Corgo se insere. Assim, são propiciadas condições para as diferenças entre a região oriental e litoral, nomeadamente na flora constituinte de cada uma.
Segundo Sampaio (1995), a bacia do Corgo abarca três áreas com diferentes características climatológicas. O sector superior da bacia assume o clima de Terra Fria de Montanha Sub-Atlântica, contrariamente ao sector inferior, com clima de Terra Quente Sub-Atlântica, sem esquecer ainda o sector intermédio, de clima de Terra de Transição Sub-Atlântica.
De modo geral, existem nesta região dois períodos distintos, sendo que de Outubro a Maio são predominantes características de clima chuvoso e frio, e de Julho a Agosto predomina o clima quente e seco. Os meses de Junho e Setembro são variáveis, inserindo-se no clima chuvoso e quente (Alencoão et al., 2000). Segundo os mesmos autores, o regime fluvial segue o padrão de precipitação, com a presença de dois períodos hidrológicos distintos anuais, um de abundância nos meses de Inverno e outro de escassez nos meses de Verão.
2.5. Caracterização ecológica
As vertentes do vale do Corgo apresentam predominância florestal, onde se encontram mais vincadamente o pinheiro-bravo (Pinus pinaster) e o eucalipto (Eucalyptus globulus), apesar da existência de matos e afloramento rochosos (Rodrigues et al., 2006). Segundo Sampaio (1995), nas orlas ribeirinhas existem também espécies
que se destacam, como o castanheiro (Castanea sativa), o amieiro (Alnus glutinosa), o salgueiro (Salix atrocinerea), o choupo (Populus ssp.), o carvalho roble (Quercus robur), a roseira (Rosa sp.) e o trevo de quatro folhas (Marsilea quadrifolia) (Ribeiro, 2000).
2.6. Geologia e solos
A área de estudo está inserida no Maciço Hespérico, mais propriamente nos terrenos autóctones da unidade geotectónica da Zona Ibérica Central (Oliveira, 2010).
O vale do Rio Corgo é granítico de fisionomia regular com afloramentos de grandes penedos ou conjuntos de pequenos blocos (Botelho, 1999). Estes granitos pertencem ao arco magmático de Monção-Vila Real-Torre de Moncorvo (Oliveira, 2010).
Na parte Sul da bacia ocorrem formações datadas do período Câmbrico e Ordovícico, enquanto na parte Norte são mais comuns as rochas graníticas Hercínicas, interrompidas casualmente por algumas formações Ordovícicas. Na zona norte e oeste da bacia existe granito póstectónico em intrusões nos granitos sintectónicos (como se poderá ver na figura 3), rico em biotite.
As rochas cristalinas estão cobertas por depósitos sedimentares do período Cenozóico, que são maioritariamente constituídos por argila, silte e areia com algum quartzo, quartzite, granito, xisto e corneana. Estima-se que a altura destes sedimentos na zona de Vila Real seja de 50m, consistindo maioritariamente em terraços aluviais, onde a argila e a areia intercalam com níveis conglomerados (Oliveira, 2010).
O leito da linha de água tem fundo rochoso, e evidencia a presença de marmitas de gigante (Rodrigues et al., 2006).
Relativamente ao tipo de solos da Bacia do Corgo, como podemos verificar na figura 4, o tipo mais predominante é o de Cambissolo, que normalmente representa solo formado a partir de material sujeito a transporte reduzido. Os Fluvissolos ocorrem principalmente no vale agrícola de Telões, enquanto os Litossolos ocorrem na zona central-sul da Bacia, sendo formados ou modificados durante atividades antropogénicas de longa duração, e estando associados a formações graníticas ou xistosas, como é o caso da Formação da Desejosa, já na foz do rio.
Figura 4: Tipo de solos da bacia do Corgo (Atlas do Ambiente (Agência Portuguesa do Ambiente, 2012a)).
2.7. Ocupação do solo
Existem vários tipos de cultura ao longo do vale do Rio Corgo, sendo que se destacam maioritariamente os maiores aglomerados populacionais nas margens, bem como a produção agrícola, e a cultura silvo-pastoril que serve de suporte à produção bovina (Botelho, 1999).
Através da figura 5 e tabela 1, podemos verificar que no ano 2000, os terrenos incultos e os terrenos agrícolas ocupavam de forma muito similar a maior parte da bacia do Rio Corgo. De notar também a ocupação do solo com vinha na parte sul da bacia, e o núcleo urbano bem evidenciado na zona central da mesma.
Figura 5: Ocupação do solo na Bacia do Corgo, no ano de 2000, através de Corine Land Cover 2006 (Caetano et al., 2009).
Tabela 1: Ocupação na Bacia do Corgo, no ano 2000, de acordo com a figura 7.
Classes de
ocupação Nº Parcelas Soma das áreas (m2) Soma das áreas (ha)
Ocupação (%) Agrícola 134 116653533,53 11665,4 24,8 Águas interiores 1 337378,08 33,7 0,1 Folhosas 10 6478535,47 647,9 1,4 Improdutivos 16 41333564,47 4133,4 8,8 Incultos 108 123411837,71 12341,2 26,3 Mistos 42 47819606,77 4782,0 10,2 Olival 3 1708868,65 170,9 0,4 Pastagem 9 4066854,22 406,7 0,9 Pomar 1 523616,62 52,4 0,1 Resinosas 48 47277033,40 4727,7 10,1 Urbano 17 9715124,40 971,5 2,1 Vinha 21 70219605,81 7022,0 15,0 TOTAL 410 469545559,14 46954,6 100,0
3. MATERIAL E MÉTODOS
3.1. Seleção dos locais de amostragem
Os locais de amostragem foram selecionados de modo a serem representativos do troço do rio onde se inserem, para serem abarcados todos os microhabitats existentes, em proporção igual à realidade do ecossistema. Foram escolhidos, no entanto, um maior número de locais de amostragem na zona onde incide prioritariamente o Projeto Seiva Corgo (Parque Corgo), de modo a serem obtidos dados com maior relevância para o estudo desses efeitos. Foram também requeridos pontos a montante e a jusante do meio urbano envolvente deste Parque, de modo a ser possível analisar esta zona no contexto da evolução longitudinal ao longo do rio.
Assim, e de acordo com as figuras seguintes, temos os locais RH1 e RH2 na zona de Flores, RH3 até RH8 no Parque Corgo (tabela 2 e figura 6), RH9 em Relvas, RH10 em Ermida, RH11 em Alvações do Corgo e RH12 na Régua (tabela 2 e figura 7).
Tabela 2: Código dos locais de amostragem e respetivas coordenadas.
Código do Local
Nome do Local Coordenadas
RH1 Flores 41°19'4.80"N 7°43'21.57"W
RH2 Açude das Flores 41°18'53.60"N 7°43'35.54"W
RH3 Timpeira (Parque Corgo) 41°18'41.71"N 7°43'41.55"W
RH4 Moinhos (Parque Corgo) 41°18'31.06"N 7°43'41.36"W
RH5 Piscinas 1 (Parque Corgo) 41°18'17.78"N 7°43'51.39"W
RH6 Piscinas 2 (Parque Corgo) 41°18'21.03"N 7°44'5.64"W
RH7 Teatro (Parque Corgo) 41°18'8.56"N 7°44'5.99"W
RH8 Ponte Romana (Parque Corgo) 41°17'53.87"N 7°44'14.65"W
RH9 Relvas 41°16'27.26"N 7°45'3.66"W
RH10 Ermida 41°13'52.63"N 7°44'51.12"W
RH11 Alvações do Corgo 41°11'28.23"N 7°45'35.41"W
Figura 6: Mapa da localização dos pontos RH1 até RH8 (Google Earth).
3.2. Caracterização físico química da água
No caso dos parâmetros físico químicos, foram medidos in situ, através da utilização de sondas (figura 8), o pH, oxigénio dissolvido e temperatura, com o equipamento HACH HQ40d multi, e a condutividade, com o equipamento YSI Ecosense EC 300. Foram também recolhidas amostras de água para posterior análise em laboratório de CBO5 (realizada através do método Oxitop), sólidos suspensos totais
(mg/L) (através de gravimetria), dureza total (mg/L) (através de cálculo combinado de Ca e Mg), fluoretos (mg/L) (através de electrometria), cloretos (mg/L) (através de titulimetria), nitratos e nitritos (mg/L) (através de espectrofotometria de absorção molecular), fosfatos (mg/L) (através de espectrofotometria UV-visível), sulfatos (mg/L) (através de gravimetria), magnésio (mg/L), cálcio (mg/L), sódio (mg/L) e potássio (mg/L) (através de espectrofotometria atómica de emissão).
Todas estas análises foram realizadas apenas para os pontos RH1, RH4, RH8, RH9, RH10, RH11 e RH12. Os restantes não foram efetuados devido à proximidade com RH1, RH4 e RH8, não havendo fontes de perturbação que justificassem a sua análise.
3.3. Caracterização hidromorfológica
O RHS (River Habitat Survey) é uma metodologia, desenvolvida e testada pela Environmental Agency (Reino Unido), que permite avaliar hidromorfologicamente a qualidade e estado de conservação dos habitats fluviais, sendo esta classificação efetuada segundo dois índices: o HMS (Habitat Modification Score), que qualifica a artificialização a que o canal foi sujeito, estimando o grau de impacte das estruturas nos habitats, e o HQA (Habitat Quality Assessment), que estima, genericamente, a diversidade e riqueza de todo o sistema fluvial, e no qual as pontuações dos seus 9 sub-índices são baseadas na relevância de determinadas características dos habitats para as comunidades biológicas (INAG, 2009a). Os dois índices foram calculados através do software RAPID 2.1 (CEH, 2012).
Relativamente ao RHS, e de acordo com a metodologia utilizada por Raven et al. (2009b) e INAG (2009a), foi realizado um “varrimento” ao longo de 500 metros do comprimento do rio (“sweep-up”), nos quais foram observadas características e modificações do canal, e também em 10 transeptos em cada ponto/ troço (“spot-checks”) igualmente espaçados ao longo dos referidos 500 m. Foi também realizada a observação e registo de outras características como a forma do vale ou espécies exóticas, por exemplo.
Relativamente ao índice HMS, as pontuações foram modificadas para classes (Habitat Modification Class – HMC), de acordo com Raven et al. (2009a), como demonstrado na tabela 3:
Tabela 3: Modificação de Habitat Modification Score para Habitat Modification Class, segundo (Raven et
al., 2009a) .
HMC Descrição HMS Pontuação HMS
1 Pristina/semi-natural 0-16
2 Predominantemente não modificado 17-199
3 Claramente modificado 200-499
4 Modificação significativa 500-1399
5 Modificação severa 1400+
Para analisar o estado relativo de perturbação do meio físico, foi utilizado o QBR (Qualitat del Bosc de Ribera), que avalia a qualidade dos ecótonos ripários, quantificando as alterações de natureza antropogénica incidentes sobre os troços da linha de água e sobre os habitats (Munné et al., 2003). De acordo com a metodologia
referida pelos autores, foi realizado ao longo de 50 metros, representativos do ponto de amostragem, sendo registada a existência de vegetação ripária, o tipo de comunidades ripícolas existentes, o tipo de margens e modificações nelas existentes, no próprio leito do rio, ou nos terrenos adjacentes ao curso de água.
O QBR é classificado com pontuação de ≤25 (que representa degradação extrema, má qualidade) a ≥95 (que representa habitat ripário em condições naturais). No entanto, são posteriormente estabelecidas 5 classes, de 1 a 5, em que a classificação de 1 é considerada Excelente e a classificação de 5 é considerada Má.
Para a caracterização do habitat disponível, foram realizados, em transeptos do canal (2 em cada ponto), observações e registos de velocidades de corrente, profundidade, tipo de substrato e cobertura, a cada metro da largura total do rio no transepto em questão (figura 9).
Figura 9: Registo de velocidade de corrente, profundidade, tipo de substrato e cobertura, em cada transepto.
3.4. Caracterização biológica
3.4.1. Ictiofauna
A amostragem e análise de fauna piscícola baseou-se no protocolo para a avaliação biológica da qualidade da água em sistemas fluviais segundo a Diretiva-Quadro da Água (INAG, 2008a).
Relativamente à recolha de dados sobre a fauna piscícola, foi realizada na época de Abril a Julho, depois da época de migrações e desova, e de modo a não ser realizada em época de redução estival dos caudais nem após o seu forte aumento devido à pluviosidade.
Para o efeito, foi utilizado equipamento de pesca elétrica que desencadeia uma corrente contínua (método que gera um campo elétrico, e que devido a uma reação denominada de galvanotaxia, desencadeia movimentos natatórios involuntários do peixe em direção ao ânodo, onde é recolhido (Cortes, 1995)), nomeadamente Electracatch International SAREL modelo WFC7-HV com gerador de corrente contínua de operação em margem, em troços representativos do curso de água, e pontualmente nos habitats em proporção representativa. Esta foi medida previamente, bem como a condutividade da água, de modo a adequar a voltagem e amperagem utilizadas.
A representatividade dos troços foi um fator muito importante, na medida em que requereu a amostragem de jusante para montante, ocupando toda a largura do troço e cobrindo igual proporção dos microhabitats existentes, considerando vários troços do rio em estudo. Assim, foi seguido o método de igual esforço, de modo a serem passíveis de serem utilizadas as curvas de uso tipo 3 (Martínez Capel, 2011).
Após a colheita dos peixes, procedeu-se à identificação e medição dos exemplares, bem como à identificação e registo do tipo de habitat (substrato, cobertura, velocidade e profundidade) onde os mesmos foram capturados, para posterior análise do uso do habitat disponível.
3.4.2. Macroinvertebrados bentónicos
O protocolo de amostragem e análise de macroinvertebrados bentónicos, utilizado neste trabalho, foi o proposto no manual para a avaliação biológica da qualidade da água em sistemas fluviais segundo a Diretiva-Quadro da Água (INAG, 2008b).
Desta forma, as recolhas de macroinvertebrados bentónicos foram realizadas durante a Primavera e Verão, tendo em atenção que não deveriam ser efetuadas sob a influência de enxurradas. Foram realizados 6 arrastos de 1 m com uma rede de mão de arrasto de armação metálica com 25 cm de largura e malha de 0,5 mm, em troços representativos do tipo de curso de água em questão, sendo a amostragem iniciada numa
unidade de erosão, e até uma distância de 25m para montante e para jusante, incluindo todos os tipos de habitats presentes (figura 10).
Figura 10: Recolha de macroinvertebrados bentónicos.
Na fase seguinte, procedeu-se à lavagem, triagem in vivo e posterior preservação em frascos com álcool a 70% devidamente identificados. De seguida, procedeu-se à identificação (até à Família, com exceção dos indivíduos pertencentes às Classes Oligochaeta e Aracnidae (Hydracarina) dos organismos recolhidos, com o auxílio de uma lupa binocular Nikon SMZ800 e chaves dicotómicas adequadas. Além de identificados, os indivíduos foram também contabilizados para posterior cálculo de índices (figuras 11 e 12).
Figura 11: Identificação com lupa binocular de macroinvertebrados bentónicos amostrados.
Figura 12: Fotografia captada com lupa binocular Nikon SMZ 1500 com lente Nikon HR Plan Apo WD 54 e câmara Nikon Digital Sight DS-5M de um plecóptero (Perla sp.)
3.4.2.1. Índice IBMWP
O índice IBMWP (Iberian Biological Monitoring Working Party) (transposto para a realidade ibérica por (Alba-Tercedor e Sánchez-Ortega, 1988)) consiste num conjunto de famílias de macroinvertebrados que, em caso de presença no local de
amostragem, são pontuados de 1 a 10 dependendo da sua tolerância à poluição, sendo que quanto maior a intolerância da família à poluição, maior é a sua pontuação (Armitage et al., 1983). O somatório das pontuações define a classe de qualidade para o local em questão, segundo a tabela que se segue:
Tabela 4: Classes de qualidade definidas pelo IBMWP (adaptado de (Bochechas et al., 2007)).
IBMWP Classe Qualidade da água
<15 V Água fortemente contaminada
16-35 IV Água contaminada
36-60 III Água moderadamente contaminada
61-100 II Água ligeiramente contaminada
> 100 I Água limpa ou não contaminada
Depois de totalizadas as pontuações, o resultado final é dividido pelo número de famílias existentes para encontrar o valor de IASPT (Iberian Average Score per Taxon) (Bredenhand e Samways, 2009; Hassall et al., 2010).Um valor alto de IASPT caracteriza locais com elevada abundância de taxa intolerantes à poluição (Armitage et al., 1983; Bochechas et al., 2007). Este valor será utilizado no cálculo do índice IPtIN.
3.4.2.2. Índice IPtIN
O Índice Português de Invertebrados do Norte (IPtIN) foi utilizado segundo o
manual “Critérios para a classificação do Estado das massas de água superficiais – rios e albufeiras”, para o caso de Rios do Norte de Média/Grande Dimensão (INAG, 2009a). Este índice traduz o desvio da massa de água analisada, relativamente a uma do mesmo tipo em condições de referência. Assim, foi utilizada a seguinte fórmula de cálculo:
IPtIN = Nº Taxa x 0,25 + EPT x 0,15 + Evenness x 0,1 + (IASPT – 2) x 0,3 + Log (Sel. ETD+1) x 0,2
Onde:
• EPT - Nº de famílias pertencentes às ordens Ephemeroptera, Plecoptera, e Trichoptera;
• Evenness - Ou índice de Pielou ou Equitabilidade, calculado pela fórmula:
E = H/ln S (sendo H – diversidade de Shannon-Wiener, S – o número de taxa presentes e ln – logaritmo neperiano)
O índice Shannon-Wiener calcula-se pela expressão H = -∑ pi ln pi
No qual: pi = ni/N i.e., o nº de indivíduos de cada táxon i (ni) dividido pelo nº total de
indivíduos (N) presentes na amostra
• IASPT - corresponde ao IBMWP dividido pelo nº de famílias incluídas no seu cálculo;
• Log (Sel. ETD+1) - Log10 de 1 + soma das abundâncias de indivíduos pertencentes às
famílias Heptageniidae, Ephemeridae, Brachycentridae, Goeridae,Odontoceridae, Limnephilidae, Polycentropodidae, Athericidae, Dixidae, Dolichopodidae, Empididae, Stratiomyidae;
• Log (Sel. EPTCD) - Log10 de 1 + soma das abundâncias de indivíduos pertencentes às
famílias Chloroperlidae, Nemouridae, Leuctridae, Leptophlebiidae, Ephemerellidae, Philopotamidae, Limnephilidae, Psychomyiidae, Sericostomatidae, Elmidae, Dryopidae, Athericidae.
Como previsto em (INAG, 2009a), os resultados são apresentados em RQE (Rácios de Qualidade Ecológica), sendo este a razão entre o valor do índice obtido e a mediana dos valores do índice estabelecido para os locais de referência do mesmo tipo. O valor de RQE é então convertido numa classificação qualitativa, que situa (no caso de Rios do Norte de Média/Grande Dimensão) o estado “excelente” nos valores de EQR acima de 0,88; estado “bom” acima de 0,66; estado “razoável” acima de 0,44; estado “medíocre” acima de 0,22; e estado “mau” abaixo de 0,22 (INAG, 2009a). Estes limites dizem respeito à tipologia Rios do Norte de Média-Grande Dimensão, onde se insere o Rio Corgo.
3.5. Tratamento de dados
3.5.1. Análise do Estado Ecológico
Para a avaliação do Estado Ecológico dos locais de amostragem, procedeu-se ao cálculo de índices apropriados para cada grupo de estudo. No caso dos macroinvertebrados bentónicos foi utilizado o Índice Português de Invertebrados do Norte (IPtIN). Para a classificação da qualidade ecológica do rio, apenas este será
vinculativo, uma vez que os índices desenvolvidos para a fauna piscícola não tinham na altura da amostragem sido sujeitos ainda a intercalibração (INAG, 2009a), embora a informação desta população seja integrada num sistema multimétrico que complementa a informação das comunidades bentónicas.
Estes dados foram ainda cruzados com os relativos aos parâmetros físico-químicos da água, caracterização hidromorfológica e caracterização do meio físico marginal.
No caso dos parâmetros físico-químicos, foram utilizados os limiares máximos para o “Bom Estado Ecológico” apresentados na tabela 4, respeitantes ao tipo de rios onde se insere o Rio Corgo.
Tabela 5: Limiares máximos para os parâmetros físico-químicos gerais para o estabelecimento do Bom Estado Ecológico em Rios. (1) - 80% das amostras se a frequência for mensal ou superior; (2) - Média Anual; (*)- Os limites indicados poderão ser ultrapassados caso ocorram naturalmente. Adaptado de (INAG, 2009a).
Parâmetros
Limite para o Bom Estado
Agrupamento Norte
Tipos: M, N1 ≤ 100km2, N1 ≥ 100km2, N2, N3, N4
Oxigénio Dissolvido (1) ≥ 5 mg O2/L
Taxa de Saturação em Oxigénio (1) Entre 60% e 120%
Carência Bioquímica de Oxigénio (CBO5) (1) ≤ 6 mg O2
/L
pH(1) Entre 6 e 9 *
Azoto Amoniacal (1) ≤ 1 mg NH4/L
Nitratos (2) ≤ 25 mg NO3/L
Fósforo Total (2) ≤ 0,10 mg P/L
Para a classificação do Estado Ecológico final, tendo em conta que não foram determinados os poluentes específicos e a totalidade dos elementos de qualidade biológica requeridos, foram utilizados os diagramas presentes no manual do Instituto da Água (figuras 13 e 14), que se regem pelo princípio “one out, all out” proposto na Diretiva-Quadro da Água. Este princípio determina a classificação do Estado Ecológico como sendo correspondente à subclassificação com menor pontuação.
Figura 13: Esquema do sistema de classificação no âmbito da Diretiva Quadro da Água (INAG, 2009a).
Figura 14: Relação entre os diferentes elementos de qualidade, que interferem na classificação do Estado Ecológico de acordo com as definições normativas da do anexo V, item 1.2 da DQA (adaptado de INAG (2009a)).
Os valores estimados para os elementos biológicos de qualidade correspondem às condições de referência? As condições físico-químicas correspondem ao estado excelente? Sim As condições hidromorfológicas correspondem ao estado excelente?
Sim Classificado como
ESTADO EXCELENTE
Sim
Os valores estimados para os elementos biológicos de qualidade desviam-se apenas ligeiramente dos valores das condições de referência?
As condições físico-químicas asseguram o funcionamento dos ecossistemas e estão de acordo com as normas ultimadas para os poluentes específicos? Classificado como BOM ESTADO Não Sim Sim Não Classificar na base do desvio biológico das condições de referência O desvio é moderado? Não Classificado como ESTADO RAZOÁVEL Sim Não O desvio é elevado? Classificado como ESTADO MEDÍOCRE
Classificado como ESTADO MAU
Maior Sim Maior
