Monitorização Ecológica Das Bacias Hidrográficas Em Relação Com a Directiva-Quadro Da Água

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MONITORIZAÇÃO ECOLÓGICA DAS BACIAS HIDROGRÁFICAS EM RELAÇÃO COM A DIRECTIVA-QUADRO DA ÁGUA Rui Manuel VITOR CORTES, Simone VARANDAS DE OLIVEIRA Universidade de Trás-os Montes e Alto Douro ABSTRACT The Water Directive (Framework for Community Action in the Field of Water Policy) ensures the establishment of programmes for bio-monitoring the aquatic ecosystems. More relevant is the fact that this Directive involves an holistic approach, because the quality elements depend on different communities, and these are reported to hydromorphological characteristics of the river basin. Moreover, that document settles ecological goals to attain, which are specific for the characteristics of each water body. This work, based on a benthic survey in different catchments of NW-Portugal, presents an approach to define the most meaningful biotic variables to measure the surface water status, taking in account, precisely, the need in selecting parameters that characterise the whole spectrum of anthropogenic impacts. We show that, using biological variables related to the physical characteristics and to the ecological functioning of each stream (metrics), we may detect and quantify a wide range of impacts. These metrics are effective in defining the reference status to which the different sites may be compared. INTRODUÇÃO O Decreto-Lei nº 45/94 de 22 de Fevereiro estipula que o planeamento dos Recursos Hídricos deve ser realizado a partir do Plano Nacional da Água (PNA) e dos Planos de Bacia Hidrográfica (PBHs), seguindo as regras gerais estabelecidas na Lei de Bases do Ambiente. Nesse documento explicita-se que o planeamento dos recursos hídricos deve ser baseado “numa abordagem conjunta e interligada dos aspectos técnicos, económicos, ambientais e institucionais” e “ numa integração, em articulação com o planeamento dos sectores de utilização, com o planeamento regional, com o ordenamento do território e com a conservação e protecção do ambiente...”. A importância de tais planos é bem evidente se dissermos que devem ser desenvolvidos para um horizonte de 20 anos e que são hierarquicamente superiores aos planos regionais e municipais de ordenamento do território. Por outro lado, foi aprovado mesmo no términus da Presidência Portuguesa da U.E. a Directiva-Quadro da Água (DQA), que obriga os estados-membros a regras bem específicas para protecção das águas superficiais e subterrâneas, sendo a Bacia Hidrográfica a unidade planeamento.. Quer a legislação portuguesa e a comunitária dão pois cada vez mais realce à sustentabilidade dos ecossistemas e à inter-ligação das políticas de uso da água com os vectores ambientais, o que implica uma análise multi-disciplinar e uma coordenação de esforços em termos de políticas de planeamento do uso da água. Enfim, princípios muito apelativos e fáceis de formular, mas de grande dificuldade de aplicação prática, especialmente num país onde as políticas de utilização dos recursos hídricos estão sistematicamente de costas voltadas para os aspectos ambientais. Todavia, a DQA impõe uma completa mudança neste tipo de actuação... e de mentalidade... A DIRECTIVA-QUADRO DA ÁGUA: TRAÇOS GERAIS Dum modo muito sintético, a DQ define como objectivo prioritário que as massas de água superficiais dos países membros da U.E. apresentem “um bom estado ecológico”, termo este que é definido com rigor. As águas subterrâneas são também consideradas, devendo, neste caso, atingirem “um bom estado químico”. Mais, define um prazo, relativamente apertado, para se atingir este desiderato. Sem dúvida, relevante é o facto das águas serem classificadas independentemente da sua utilização, isto é, o estatuto de protecção e a necessidade de monitorização incide sobre a globalidade dos recursos hídricos. Vamo-nos ocupar especialmente dos cursos de água. Neste sentido, a DQ, consagra também a bacia de drenagem como a unidade de estudo e intervenção. Nesta unidade territorial deve-se realizar a avaliação dos impactes antropogéneos, a inventariação dos locais de interesse conservacionista e dos locais

de extracção de água para consumo humano e a monitorização do estado ecológico e químico. Os aspectos anteriores, bem como a definição das estratégias de combate à poluição, recuperação de rios e análises económicas devem estar devidamente enquadrados em PBHs, os quais não se compadecem com a potencial partilha das redes hidrográficas entre vários estados-membros, pelo que é necessário um planeamento conjunto. Para a definição da rede de monitorização, de acordo com a DQA, é necessária a prévia definição de ecótipos, isto é regiões geográficas caracterizadas por alguma homogeneidade ambiental. (ex: altitude, características geo-morfológicas, tamanho do ecossistema, tipologia da massa de água, etc.). A proposta da DQA assenta essencialmente nos seguintes vectores: -3 classes de altitude (800m) -3 unidades geológicas (calcária, siliciosa e orgânica) -dimensões da bacia de drenagem (10.000 km2. A classificação do estado ecológico dos cursos de água será realizada, com base nos elementos constantes do Quadro I. Os dados hidro-morfológicos e físico-químicos aí presentes têm por objectivo o suporte da componente biótica. Quadro I - Aspectos a integrar na classificação dos meios lóticos

Biocenose

Composição e abundância de: - Flora aquática - Fauna macro-bentónica - Ictiofauna (incluindo-se a estrutura etária)

Hidromorfologia

Caracterização Físico-Química

Caracterização do regime hidrológico e da morfologia do canal em termos de: - Regime de caudais - Inter-face com os aquíferos - Continuidade física do ecosistema - Profundidade e largura do canal. - Granulometria do substracto - Estrutura da vegetação ripária

Características gerais do meio aquático e detecção de poluentes específicos: - Temperatura - Oxigénio - Salinidade - Acidificação - Nutrientes - Identificação de todo e tipo de poluentes

Note-se que no caso dos ecossistemas semi-lênticos (albufeiras) é necessário ter em consideração as suas características específicas, pelo que a sua classificação é realizada a partir dos items presentes no Quadro II. Quadro II - Aspectos a integrar na classifficação de sistemas lênticos e semi-lênticos

Biocenose

Hidromorfologia

Caracterização Físico-Química

Composição e abundância de: • Flora aquática, incluíndo-se a biomassa de fito-planctôn • Fauna mcaro-bentónica • Ictiofauna (incluíndo-se a estructura etária)

Caracterização do regime hidrológico e da morfologia do canal em termos de: • Dinâmica da circulação de água e tempo de residência • Inter-face com os aquíferos • Variação da profundidade • Características dos sedimentos • Estrutura das margens

Características gerais do meio aquático e detecção de poluentes específicos: • Transparência • Salinidade • Temperatura • Oxigénio • Salinidade • Acidificação • Nutrientes • Indentificação de todo o tipo de poluentes

Para cada comunidade a DQA define rigorosamente o que se entende por situação muito boa, boa e moderada. Como dissemos, em termos genéricos, pretende-se atingir, pelo menos, um bom estado ecológico (num prazo máximo de 15 anos), entendido como uma reduzida perturbação dos elementos biológicos em resultado da actividade humana pelo que as comunidades estão próximas da situação de referência. A avaliação do estado ecológico deverá ser avaliada precisamente em função da situação biológica de referência para cada tipo de massas de água (representativas dos vários tipos de condições físico-químicas e hidro-morfológicas). No caso das albufeiras (que se podem considerar como massas de água artificiais), a situação de referência deve ser entendida como o potencial ecológico máximo. MONITORIZAÇÃO ECOLÓGICA DAS ÁGUAS SUPERFICIAIS NAS BACIAS HIDROGRÁFICAS NACIONAIS Foi considerado muito redutor e pouco específico para o nosso país uma classificação baseada na sobreposição de áreas com idêntica altitude, geologia e dimensão da bacia de drenagem (propostas pela DQA para o estabelecimento de ecótipos). Neste âmbito, e embora seja necessário futuramente uma concertação com Espanha no caso das bacias internacionais, Moreira et al. (1998), apresentaram uma proposta de eco-regiões e ecótipos, a qual necessita de ser convenientemente validada. Esta classificação assentou na proposta de clasificação bio-geográfica de Costa et al. (1998). Surgiram assim as diversas subecorregiões e ecótipos que correspondem respectivamente a quatro províncias bio-geográficas (a unidade elementar é definida pela vegetação potencial) e às regiões (caracterizadas por um elemento florístico endémico importante). No caso de todas as bacias do Norte do país (excepto Minho) os inventários biológicos realizados para os PBHs tiveram já em conta a mencionada divisão em ecótipos, procurando- se incluír pontos de amostragem representativos dos ecótipos existentes na bacia e proporcionais à sua dimensão. Já no que se refere ao levantamento dos elementos necessários para a classificação ecológica das nossas águas superficiais tendo em conta a DQ verifica-se também que os PBHs percorreram um caminho significativo nesse sentido, tal como é sumariado no Quadro III, o qual engloba a situação conjunta de rios e albufeiras. Quadro III - Características dos inventários realizados para todos os PBHs relativamente à situação de diagnóstico Biocenose Bacias Hidrográficas

Minho Lima Cávado Ave Leça Douro Vouga Mondego Lis Tejo Sado Mira Guadiana Ribeiras do Algarve

Fitoplancton

Macrófitos

Invertebrados

Peixes

X X * * X -

X X X X X X X * * X -

X X X X X X X X X X * * X X

X X X X X X X X X X * * X X

Características Hidro morfológicas

Caracterização físico-química

X X X X X X X -

* informação através de pesquisa bibliográfica X elementos colhidos expressamente no âmbito dos PBH; no caso das biocenoses implica geralmente a existência de informação sobre a composição taxonómica e abundância relativa. - dados inexistentes ou ainda não disponibilizados

X X X X X X X -

A UTILIZAÇÃO DE ÍNDICES MULTI-MÉTRICOS COMO METODOLOGIA DE AVALIAÇÃO DO ESTADO ECOLÓGICO Os métodos tradicionais de avaliação da qualidade das águas superficiais assentam essencialmente nas variações duma dada comunidade em termos da proporção relativa de espécies intolerantes versus tolerantes e no número de taxa. Se bem que esses processos traduzam a influência da qualidade da água na biocenose, sabemos que as perturbações antropogénicas se reflectem também na alteração física dos habitats aquáticos e ribeirinhos. Acresce que a maioria das espécies são pouco sensíveis a variações moderadas de cargas poluentes, e muitas vezes apenas o grau de contaminação orgânica pode ser avaliado através de tais procedimentos (Cortes, 1989; Cortes, 1992). Para uma apreciação global do status ecológico do sistema torna-se pois conveniente incorporar medidas que possam reflectir também os diferentes atributos ao nível da paisagem. Os trabalhos de Karr et al. (1987)e Karr (1991) foram pioneiros neste aspecto ao utilizarem índices designados por integridade biótica. Este termo traduz a capacidade de suportar uma comunidade suficientemente adaptada com uma composição, diversidade e organização funcional comparável ao habitat natural dessa região (Karr & Dudley, 1981). Como vemos esta ideia-base coaduna-se perfeitamente com o critério definido pela DQA, que avalia as condições ambientais num dado local pelo desvio relativamente à situação de referência. Assim, numa perspectiva holística, incluem-se todas as medidas, designadas como métricas, que são relevantes para a ecologia dum dado ecossistema e “que mudam de modo preditivo em função duma pressão humana crescente” (Barbour et al., 1999). De acordo com estes autores as métricas, além de serem ecologicamente relevantes e sensíveis aos agentes de stress ambiental, devem abarcar diversas categorias: a) medidas de riqueza em taxa; b) medidas de composição para identidade e dominância; c) medidas de tolerância que representam sensibilidade à poluição; d) medidas tróficas ou comportamentais que traduzam estratégias de alimentação e guilds. Informações sobre aspectos patológicos ou sobre a condição individual do indivíduo devem ser incorporadas sempre que possível (Karr et al., 1987; Karr & Chu, 1999). O estabelecimento destes índices, que passaremos a designar como multi-métricos, implicam várias etapes: - Zonação das bacias de drenagem em áreas relativamente homogéneas, no que respeita a aspectos físicos, químicos e biológicos (ex: a separação em eco-regiões e ecótipos ou mesmo em unidades mais finas). - Definição do leque de métricas a testar. - Selecção das métricas estatisticamente mais robustas, isto é, capazes de discriminar entre os locais de referência e os que se encontram perturbados. - Composição num índice que integre as métricas seleccionadas e que permita avaliar a magnitude das perturbações. No Quadro IV temos exemplos de métricas potenciais para três comunidades distintas. Quadro IV - Exemplos de métricas agrupadas de acordo com as suas características (adaptado de Barbour et al., 1999). Medidas de riqueza

Perifíton

Invertebrados

Medidas de composição

Medidas de tolerância

Medidas tróficas/ /comportamento

• Nº espécies • Nº esp. Não diatomáceas • Nº esp. De diatomáceas

• % similaridade • % diatomáceas vivas

• % diatomáceas • % taxa sensível • % diatomáceas aberrantes • % acidibiontes • % halobiontes

• % indivíduos móveis • concentração em Clorofila a • % saprobiontes • % eutróficos

• Nº total esp. • Nº esp. EPT • Nº esp. Efemerópteros

• % EPT • Ephemoroptera • % Chironomidae

• Nº intolerantes • % tolerantes • Indice H’

• % filtradores • % herbívoros • % predadores

Medidas de riqueza

Invertebrados

Peixes

Medidas de composição

• Nº esp. Plecópteros • Nº esp. Tricópteros

• Nº esp. Nativas • Nº esp. Territoriais • Nº esp. Bentónicas

• % esp. Pioneiras • Nº peixes por CPUE

Medidas de tolerância

Medidas tróficas/ /comportamento

• % esp. dominante • % indivíduos com respiração aérea

• % detritívoros • % indivíduos com ventosas

• Nº intolerantes • % tolerantes • % híbridos

• % omnívoros • % insectívoros • % carnívoros de topo

APLICAÇÃO DOS ÍNDICES MULTIMÉTRICOS ÀS BACIAS DO NOROESTE O Plano das Bacias Hidrográficas do Noroeste abrange as Bacias dos Rios Âncora, Lima, Neiva Cávado, Ave e Leça. Este último curso de água foi excluído deste tratamento, tendo sido considerados 34 pontos de amostragem distribuídos pelos restantes bacias (Fig 1). Por sua vez, o Quadro V indica as métricas originalmente determinadas e as variáveis ambientais descritivas de cada local (essencialmente indicadoras das características físicas dos habitats e de incidências antropogénicas).

Fig.1 - Localização dos pontos de amostragem nas três bacias consideradas (seguindo as normas do PBH do Noroeste as bacias do Âncora e Neiva foram englobadas no Lima).

Quadro V - Métricas testadas no PBH do Noroeste para a comunidade de invertebrados e variáveis ambientais apuradas em cada local.

abundância • Nº total • Nº espécies • H’

Composição • Taxon dominante (%) • Oligoquetas (%) • Odonatas (%) • Efemerópteros (% e nº espécies) • Plecópteros (% e nº espécies)

• Tricópteros (% e nº espécies)

• Tanytarsini (%) • Diptera (% e nº géneros)

• Coleoptera • Gastrópodes •Crustaceos+moluscos (% e nº espécies) • EPT (% e nº espécies)

• EPT/(Chir.+EPT)

Tolerância • Espécies intolerantes

tróficas • Fitófagos (% e nº espécies)

(% e nº esp.)

• Detritívoros (% e nº

• Espécies tolerantes

espécies)

(% e nº esp.)

• Predadores (% e nº espécies)

• Filtradores (% e nº espécies)

• Colectores depósito (% e nº espécies)

ambientais • Turbidez • Condutividade • Temperatura • Distância à nascente • Rocha • Blocos • Pedra • Gravilha • Areia • Limo • Argila • Substracto dominante • Matéria orgânica • Largura (méd. e max.)

• Velocidade da corrente (méd. e max.) • Grau de perturbação • Uso do solo marginal • Altura da margem • Cobertura macrófitos • Cobertura herbácea • Cobertura lenhosa • Influência estruturante da mata • Diversidade ripícola • Estrutura ripícolas • Indice da mata ripária • Integridade mata ripária

Procedeu-se a uma Análise de Redundância (RDA) com o fim de relacionar os dois conjuntos de variáveis. RDA é um processo restrito de regressão multivariada: Neste caso, é realizada uma regressão múltipla entre todas as métricas, de modo a que os respectivos coeficientes sejam combinações lineares de variáveis ambientais. Pode-se considerar igualmente a RDA como uma forma restrita de Análise de Componentes Principais (PCA). Optou-se por aquele processo, em vez duma Análise de Correspondências Canónicas (CCA), devido a ter-se verificado uma reduzida dispersão nos eixos após a realização dum tipo de Análise Factorial (DCA).Com efeito, Rodriguez & Magnan (1995) consideram a RDA mais adequada quando a amplitude dos eixos numa DCA é < 1.5 unidades de desvio-padrão, o que foi o caso. Tal facto é uma consequência das métricas não assumirem (ao contrário das espécies) um padrão unimodal ao longo de gradientes ambientais. Utilizamos para este fim a package CANOCO (ter Braak & Smilauer, 1998). Através da package STATISTICA (1998) foram ainda apuradas as correlações canónicas, um processo semelhante, embora com mais restrições em termo do nº de variáveis.

Adicionalmente foram ainda consideradas como variáveis ambientais outras duas variáveis, representando a interacção entre largura x distância à nascente e largura x profundidade. O objectivo foi o de conhecer se as métricas se relacionam com estas variáveis tipológicas. RESULTADOS E DISCUSSÃO Através da RDA, com base nas 38 métricas originais e nas 29 variáveis ambientais, foi possível obter para os dois primeiros eixos uma percentagem cumulativa de 51.8 da variância total, o que traduz uma elevada explicação, além duma elevada correlação entre as duas matrizes (0.982). É preciso considerar que todas as variáveis relativas à composição do substracto apresentaram uma elevada variância do factor de inflação (VIF), o que indica uma multi-colinearidade entre as mesmas. Procurámos conhecer posteriormente se haveria diferenças apreciáveis entre as Bacias do Lima, Cávado e Ave (os dois locais respeitantes aos Rios Neiva e Âncora foram incluídos na Bacia do Lima). Para esse fim, criámos uma matriz de covariâncias (cada bacia é considerada como uma covariável), tendose procedido a uma ordenação parcial. Ou seja, aplicou-se uma ordenação à variação que permanece depois de se remover o efeito dessas covariáveis. Determinou-se assim que as covariáveis representavam apenas 10.6% da variância total, pelo que é lícito concluir não existirem diferenças importantes entre as três bacias de drenagem.

Fig. 2 - Diagrama RDA, evidenciando as variáveis ambientais mais importantes na separação entre as estações mais alteradas (a vermelho) das menos perturbadas (a verde). W representa a largura da secção molhada.

Foi efectuada uma selecção das 10 variáveis ambientais mais explicativas (incluindo-se o total de 30 variáveis: 28 variáveis originais, mais as 2 interacções mencionadas). A selecção é feita através de ordenações sucessivas, em separado para cada variável, sendo seleccionadas aquelas que, em cada etapa, exibem o maior valor próprio. As Figs. 2 e 3 ilustram os resultados obtidos, tendo as variáveis assim seleccionadas explicado cerca de 2/3 da variância absorvida pela totalidade dos descritores do ambiente. Foram assim adicionadas sucessivamente (correspondendo com uma diminuição da sua importância relativa: M. O. particulada, uso do solo, largura do canal, blocos, cobertura arbórea, rocha, grau de perturbação, velocidade da corrente, margem e integridade ripícola. Todas as variáveis apresentam um baixo grau de multicolinearidade (VIF < 20) pelo que são todas potencialmente explicativas. Como se pode constatar, a RDA separa, de modo claro, os locais mais perturbados dos que se encontram mais próximos de situações naturais. A sobreposição dos dois diagramas permite extraír quais as métricas mais relevantes, isto é, as que melhor caracterizam cada um dos dois grupos de locais. Assim definidoras dos locais menos

perturbados, encontramos: espécies intolerantes, espécies de tricópteros, plecópteros e efemerópteros e EPT; os meios mais alterados apresentam valores superiores em nº de indivíduos, espécies tolerantes, oligoquetas, gastrópodes e crustáceos + moluscos (em %).

Fig. 3 - Diagrama RDA mostrando a relação entre as métricas (vectores a cheio) e as variáveis ambientais

A realização duma análise de correspondências canónicas permitiu analisar com mais pormenor alguns padrões já emergentes da análise anterior. Para se evitar uma elevada correlação entre métricas, apenas se consideraram as variáveis expressas em %, o nº total e o índice H’, do que resultou a inclusão de 20 métricas. Pelas mesmas razões, consideraram-se apenas as 12 variáveis ambientais menos correlacionadas entre si (altura da água, velocidade, largura, condutividade, areia, substracto dominante, cobertura arbórea e em macrófitos, grau de perturbação, uso do solo, e índice ripícola). A 1ª raíz (eixo) apresentou um valor próprio de 0.998, sendo o R canónico total altamente significativo (P < 0.001). Os valores de redundância das variáveis ambientais e das métricas correspondem respectivamente a 65.11% e 46.82% (as raízes extraídas explicam para cada caso 100% e 66.88%). Ora estes elevados valores de redundância (que exprimem uma sobreposição dum conjunto de variáveis dado o outro conjunto) indicam de modo muito vincado a forte relação entre métricas versus ambiente. A Fig. 4 traduz precisamente a relação entre os coeficientes canónicos das variáveis dos dois conjuntos para a 1ª raíz (eixo), evidenciando a relação linear entre os mesmos. As variáveis mais correlacionadas com este eixo são, por ordem decrescente, perturbação, largura, cobertura de macrófitos (ambiente) e EPT, efemerópteros e tricópteros (métricas).

Fig. 4 - Diagrama que traduz a relação entre os coefs. canónicos entre métricas e variáveis ambientais para o espaço definido pela 1ª raíz

CONCLUSÕES Foi claramente demostrado o interesse de parâmetros caracterizadores da estrutura e funcionamento das comunidades (métricas). De acto, tais parâmetros são relativamente independentes da bacia de drenagem e permitem classificar sistemas com diferentes intensidades de perturbação devido à sua dependência do meio ambiente. Acresce que o seu potencial supera os índices bióticos por avaliarem as alterações globais do ecossistema (habitat, hidrologia, poluentes) e não somente o grau de contaminação orgânica na massa de água. Assim, as métricas que melhor explicitam as condições ambientais podem ser usadas para a monitorização ecológica de acordo com as normas da DQA. BIBLIOGRAFIA BARBOUR, M. T., J. GERRITSEN, B. D. SNYDER & J.B.STRIBLIG, 1999. Rapid bioassessment protocols for use in wadeable streams and rivers. EPA- 841-B-99-002. U.S. Environmental Protection Agency, Washington. CORTES, R. M. V., 1989. Biotipologia de Ecossistemas Lóticos do Nordeste de Portugal. UTAD, Vila Real. 305 pp. CORTES, 1992: Seasonal Pattern of Benthic Comunities along the Longitudinal Axis of River Systems and the Influence of Abiotic Factors on the Spatial Structure of those Communities. Arch. Hydrobiol, 126:85-103 KARR, J. R. & D. R. DUDLEY, 1981. Ecological perspective on water quality goals. Environmental Management, 5: 55-68. KARR, J. R., 1991. Biological Integrity: A Long-Neglected Aspect of Water Resource Management. Ecological Applications, 1: 66-84. KARR, J. R., P. R. YANT, K. D. FAUSCH & I. J. SCHLOSSER, 1987. Spatial and temporal variability of the index of biotic integrity in three midwest streams. Transactions of the American Fisheries Society, 116: 1-11. KARR, J. R., E. W. CHU, 1999. Restoring life in running waters: Better biological monitoring. Island Press, Washington. RODRIGUEZ, M. A. & MAGNAN, P., 1995. Application of Multivariate Analyses in Studies of the Organization and Structure of Fish and Invertebrate Communities. Aquatic Sciences, 199-215 STATSOFT, 1998. STATISTICA for Windows TER BRAAK, C. F. J. & SMILAUER, P. 1998. CANOCO: Software for Canonical Community Ordination _version 4. Wageningen, Holanda.

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